VESI- JA YMPÄRISTÖHALLINNON JULKAISUJA - sarja A

58

JUKKA PUUSTINEN

TYPEN MERKITYS RANNIKKOVESIEN REHEVÖITYMISESSÄ

VESI- JA YMPÄRISTÖHALLITUSHelsinki 1990

VESI- JA YMPÄRISTÖHALLINNON JULKAISUJA- sarjaA

58

JUKKA PUUSTINEN

II II

TYPEN MERKITYS RANNIKKOVESIEN REHEVOITYMISESSA

Kvävets betydelse för kustvattnens eutrofiering

VESI- JA YMPÄRISTÖHALLITUS Helsinki 1990

Tekijä on vastuussa julkaisun sisällöstä, eikä siihen voida vedota vesi- ja ympäristöhallituksen virallisena kannanottona.

HELSINKI 1990

3

Julkaisija

Vesi- ja ympäristöhallitus

Tekijä(t) (toimielimestä: nimi, puheenjohtaja, sihteeri)

Jukka Puustinen

Julkaisun nimi (myös ruotsinkielinen)

Typen merkitys rannikkovesien rehevöitymisessä

(Kvävets betydelse för kustvattnens eutrofiering)

KUVAILULEHTI

Julkaisun päivämäärä

Julkaisun laji Toimeksiantaja Toimielimen asettamispvm

Kirjallisuusselvitys

Julkaisun osat

Tiivistelmä

Tutkimuksessa on selvitetty kirjallisuuden pohjalta typen merkitystä rannikkovesien rehevöitymiskehitykseen.

Tutkimus toimii esityönä jatkon typpiohjelmia varten pyrkien selvittämään eritoten jätevesitypen ja sen poiston

vaikutusta rehevöitymiseen sekä typpikysymyksen tutkimustarvetta Suomessa.

Tutkimuksessa on käynyt ilmi, että Suomen rannikkovesissä kuin myös koko Itämeressä on varsinaista typen

rehevöitävyyttä selvitetty hyvin vähän. Saadut tutkimustulokset ovat kuitenkin olleet merkittäviä. Kokeelli­

sesti on sekä suomalaisissa että ruotsalaisissa tutkimustuloksissa osoitettu, että aivan kuormitetuimpia

rannikkovesiä lukuunottamatta typpi on Suomenlahdella ja keskisellä Itämerellä perustuotantoa kasvukaudella

valtaosin rajoittava ravinne. Hankoniemen edustan merialuetta tutkineen PELAG-proj ektin tulosten mukaan

toisen pääravinteen. fosforin vaikutus tulee näkyviin vain yhdessä typen kanssa ja silloinkin vain lyhyenä

aikana alkukesästä. Typen avainasema rehevöitymisessä korostuu sikälikin, että PELAGin kokeissa yhtäläinen

perustuotantoa edistävä vaikutus saatiin aikaan sekä epäorgaanisilla (nitraatti, ammonium) että orgaanisilla

(urea) yhdisteillä. Näiden havaintojen mukaan typpipäästöjen vähentäminen on oleellinen tekijä rehevöitymisen

hillitsemisessä. Mm. jäteveden puhdistuksessa (Suomenlahden rannikkoseudulla) pelkkä fosforin poisto ei

riitä, vaan myös typpimääriä täytyy alentaa.

Rannikkovesien rehevöitymiskehityksen ja typpiproblematiikan kokonaiskuvan hahmottaminen vaatii lisäksi eri

merialueiden todellisten typpikuormitusten selvittämistä. Eniten tietoa kaivataan koko Suomenlahtea koskevista

typpilaskeumasta, j okikuormi tuksesta ja suorista jätevesipäästöistä. Puutteita on myös typensidonnan ja

denitrifikaation tuntemuksessa. Jälkimmäisestä ei Suomen merivesistä ole lainkaan tutkimuksia.

Jatkossa on tärkeää toistaa nyt tehdyt perustuotantakokeet (PELAG) laajemmin Suomen merialueilla. Lisäksi

olennaista on pyrkiä yhdistämään kenttäkokeista saatava tieto todelliseen kuormituskehitykseen. Typpiasian

kokonaisvaltainen ratkaiseminen edellyttää siten myös tehokasta yhteistyötä Itämeren maiden piirissä.

Asiasanat

typpi, rehevöityminen, rannikkovedet, Itämeri

Muut tiedot

Sarjan nimi ja numero

Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisuja - sarja A 58

ISBN

951-47-3723-7

ISSN

0786-9592

Kokonaissivumäärä Kieli Hinta Luottamuksellisuus

87

Jakaja

Valtion painatuskeskus

PL 516, 00101 HELSINKI

suomi

Kustantaja

Vesi- ja ympäristöhallitus

PL 250, 00101 HELSINKI

julkinen

4 PRESENTATIONSBLAD Utgivare Utgivningcdatum

Vatten- och miljöstyrelsen

Författare (uppgifter om organet: namn, ordförande, sekreterare)

Jukka Puustinen

Publikatien (även den finska titeln)

Kvävets betydelse för kustvattnens eutrofiering

(Typen merkitys rannikkovesien eutrofioitumisessa)

Typ av publikatien Uppdragsgivare Datum för tillsättandet av organet

Litteraturöversikt

Publikationens delar

Referat

Rapporten är en litteraturöversikt om kvävets betydelse för kustvattnens eutrofiering. Rapporten är en förun­

dersökning för blivande kväveprogram. Ett speciellt syfte har varit att utreda den inverkan som avloppsvattnens

kväve och dess avlägsnande har på eutrofieringen och det undersökningsbehov som kväveproblematiken har i

Finland.

Utredningen visar att få undersökningar om eutrofiering och kväve har utförts i Finlands kustvatten och i

hela Östersjön. Forskningsresultaten är ändå betydande. Genom experiment har man både i Finland och Sverige

visat att förutom de mest belastade kustvattnen är kvävet det näringsämne som huvudsakligen begränsar växtpe­

riodens primärproduktion i Finska viken och mellersta Östersjön. Enligt de resultat som projektet PELAG har

erhållit från havsområdet utanför Hangöudd inverkar det andra huvudnäringsämnet fosfor bara tillsammans med

kvävet och dessutom bara under en kort period i början av sommaren. Den nyckelställning som kvävet har i

eutrofieringen betonas också av att PELAG studierna visade att både oorganiska (nitrat, ammonium) och organiska

(urea) föreningar inverkade befrämjande på primärproduktionen. De här observationerna visar att det är väsent­

ligt att minska kväveutsläppen för att minska eutrofieringen. Bland annat är det inte tillräckligt att eli­

minera endast fosfor vid avloppsreningsverken (vid Finska viken) utan också kvävemängderna måste reduceras.

För att få en helhetsbild av kustvattnens eutrofieringsutveckling och kväveproblematiken krävs det också

kunskap om den verkliga kvävebelastningen på de skilda havsområdena. Mest data saknas om nedfall,

floder och direkta avloppsvattenutsläpp i Finska viken. Brister finns också i kunskapen om kvävefixering

och denitrifikation. Den senare processen har inte alls undersökts i finska havsvatten.

I fortsättningen är det viktigt att upprepa de utförda undersökningarna av primärproduktionen (PELAG) i större

omfattning på finska havsområden. Ytterligare är det väsentligt att försöka förena den kunskap man har uppnått

i fältundersökningar med den faktiska belastningsutvecklingen. En helhetslösning av kvävefrågan förutsätter

sålunda också effektivt samarbete mellan de olika länderna vid Östersjön.

Nyckelord

kväve, eutrofiering, kustvatten, Östersjön

Övriga uppgifter

serie A 58

Sideantal

87

Distribution

Statens tryckericentral

PB 516, 00101 HELSINGFORS

Språk

finska

ISBN

Pris

Förlag

ISSN

Sekretessgrad

offentlig

Vatten- och miljöstyrelsen

PB 250, 00101 HELSINGFORS

ALKUSANAT

5

Ode to a microzone

Oh, little fishy in the sea, How good it is of you to pee. For when the nitrate is all gone, Production still can linger on. The "new" production ends at haste­Regenerated is not a waste.

Oh, ammonia, and urea, God, it's mighty good to see ya. I'll suck you up in record time. Effects of this shan 't be sublime. For you support the standing stock­And keep me out of nutrient shock.

Ammonia is my choicest fare. I'll take urea if it's there. Nitrogen deficient or near replete, Put it there so 1 can eat. When laying in a pool of nitrate, Assimilation is the sure fate. Only this 1 use to grow, But I don't like it-No, no, NO .... Littie fishy swimming by, Your microzone, my teary eye.

1 think bacteria loves you too. Though this, it seems, may not be true. Urea uptake only by algae?? Or is this just some bad nostalgie?? ln this regard, 1 must confess, The literature is quite a mess. Some say procaryotes, some say no way, Bacterial night, and plankton day??

A scientist sang a different tune, Or was it just a shimmery moon? Problems of isotope dilution: Double labeling- the solution. Price & Harrison came along, And put a bad note in that song. N-fifteen goes into protein. Sugar comes from C-fourteen. Uptake rates may not be equal­Herein lies the bitter sequel­Oh, urea, child of hope, You must perceive me quite the dope.

Kristin T. Bezdek

Umnol. Oceanogr .. 34(3). 1989.648

7

S I S Ä L L Y S Sivu

ALKUSANAT 5

1 JOHDANTO 9

2 YLEISTÄ 10

3 SUOMEN RANNIKKOVESIEN REHEVYYSTASO 11

4 TYPPIPITOISUUKSIEN MUUTOKSET JA NIIDEN 16 ILMENEMINEN MERIALUEILLA

5 TYPPI JA REHEVÖITYMINEN 20

5.1 Yleistä 20 5.2 Planktonekosysteemin toiminnasta 21 5.3 Typpi ja sen vaikutus rehevöitymiseen 24 5.4 Lopuksi 26

6 TYPPIKUORMITUS 27

6.1 Joet 27 6.2 Maatalous 29 6.3 Asumajätevedet 32 6.4 Teollisuus 34 6.5 Kalankasvatus 35 6.6 Typpilaskeuma 38

7 TYPENSIDONTA 41

7.1 Yleistä 41 7.2 Typensidonnan säätely 41 7.3 Typensidonnan määrittäminen 42 7.4 Typensidonta Itämeressä 42 7.5 Typensidonnan valtalajit Itämeressä 43 7.6 Typensidonnalle otollinen N/P-suhde 44 7.7 Mikroravinteet ja nitrogenaasi 45 7.8 Haitalliset !evät 45 7.9 Leväesiintymät ja tulevaisuus 46

8 DENITRIFIKAATIO 46

8.1 Yleistä 46 8.2 Denitrifikaation määrittäminen 47 8.3 Denitrifikaatioon vaikuttavat tekijät 48 8.4 Denitrifikaation nopeus ja sen merkitys 52 8.5 Denitrifikaation vaihtoehtoreaktio 55 8.6 Lopuksi 55

9 SUOMEN JA MUIDEN ITÄMEREN RANTAVALTIOIDEN 56 TOIMET JA SOPIMUKSET TYPPIPÄÄSTÖJEN VÄHENTÄMISEKSI

10 JOHTOPÄÄTÖKSIÄ 58

11 TIIVISTELMÄ 67

12 KIRJALLISUUTTA 69

LIITTEET 84

9

1 J 0 H D A N T 0

Edellisissä säkeissä on osuvasti kuvattu typen perus­prosessien moninaisuutta ja niissä yhäkin vallitsevaa tiedollista selkeytymättömyyttä. Tapahtumien ytimestä tilanne voidaan kuitenkin myös laajentaa, siirtyä solujen mikroympäristöstä ekasysteemi tasolle. Tulos ei ole vähääkään kirkkaampi. Mikrogrammojen tilalla on vain typpitonneja. Niiden määrästä, laadusta ja paikasta on epäselvyyttä.

Selvää useimpien mielestä sensJ..Jaan on, että typpi kiihdyttää vesien perustuottaj ien kasvua. Konsensus rehevöitymisestä muuttuu kuitenkin monasti epäröinnik­si, kun perusprosesseja aletaan sovittaa kokonaisten vesialueiden tasolle. Tämä johtuu ennen muuta typpi­kierron monimutkaisuudesta ja varsinkin sen kaasumai­sen vaiheen tuntemattomuudesta. Toisaalta puutteelli­set vesialueiden seurantatiedot yhdessä hitaiden vuotuisten muutosten kanssa estävät tekemästä selkeitä ympäristön tilaan liittyviä johtopäätöksiä. Merialu­eillamme kehitys näyttää kuitenkin olevan kumulatiivi­nen. Typpeä kertyy vesimassaan.

Suomen rannikkovesissä tilanne on yhtä monimuotoinen kuin systeemi itse. Typpikuormituksen vaikutuksesta siinä puuttuu tietoa niin prosessien ajallisista ja paikallisista vaihteluista kuin kuormituksen todelli­sesta suuruudestakin. Tilanne systeeminä yksinkertai­semmalla ulappa-alueella on valitettavasti samanlai­nen. Tarkan rajan vetäminen rannikon ja ulapan välille onkin monin muodoin vaikeaa. Lisäksi tilan muuttuminen toisessa heijastuu ennenpitkään myös toisessa. Siksi rehevöitymistä ja siihen vaikuttavia tekijöitä kannattaa pyrkiä selvittämään koko meri­alueen yhteisinä ilmiöinä.

Vakava huoli elinympäristöstämme on tuottanut kansain­välisiä periaatepäätöksiä myös typpipäästöjen rajoit­tamiseksi. Itämeren suojelussa sopimusten toteuttami­nen Suomen osalta edellyttää ensisijaisesti perussel­vitystä merialueiden typpitilanteesta ja sen kehitty­misestä. Tätä vaatii järkevän jatko-ohjelman laadinta ja toteuttaminen. Päästöjen rajoittamiseen joudutaan käytännössä sijoittamaan huomattavia taloudellisia voimavaroja, joten ilman selkeää toimintamallia siihen ei ole syytä ryhtyä.

Tämä selvitys on rakennettu ongelma-aluepainotteisesti kiinni ttäen huomiota niihin rannikkovesiemme osiin, joiden typpikuormitustilanne on pahin ja oletettu typen merkitys perustuotannan ohjaajana suurin. Suomenlahti on täten keskeisellä sijalla. Samoin varsinaisen rehevöitymisen ohella on pyritty antamaan ylimääräistä painoa typensidonnalle ja denitrifi­kaatiolle. Varsinkin jälkimmäisen osuus typen kier~ rossa Suomen vesialueilla on täysin tutkimaton seikka.

Vesiin liittyvää typpitutkimusta on julkaistu mittava määrä. Murtovesistä se on kuitenkin ollut vähäistä. Itämerellä vesialtaan ainutlaatuisuus ja typpiproble-

10

matiikan uutuus ovat monelta osin vasta käynnistämässä tutkimustyötä. Siksi juuri Suomenkin osalta on vaikea välttyä muodostamasta selvityksestä 'listaa puuttu­vista ja tarpeellisista tutkimuksista'.

Typpiasian ratkaisemisella on velvoitteiden ja sopi­musten ohella myös mitä suurin yhteiskunnallinen tilaus. Tämän on havainnut työhön liittyvissä keskus­teluissa ja se on ollut omiaan lisäämään selvitykseen kohdistuvia odotuksia ja sitä myöten tekijän omia paineita. Niitä on onneksi ollut lievittämässä projek­tin seurantaryhmä (liite 1). Ilman sen jäsenten asiantuntemusta ja neuvoja tekijä olisi ollut autta­mattomasti pulassa. Ryhmän jäsenistä kaikille par­haimmat kiitokseni.

2 Y L E I S T Ä

Ravinteista johtuva rehevöityminen merialueiden rannikkovesissä on yleistä joka puolella maailmaa. Ilmiö sinällään on jo vanhakantainen, mutta tullee olemaan Suomenkin merialueiden suurin ongelma lähi­vuosikymmeninä.

Kaikinpuolinen huoli elinympäristömme tilan nopeasta huonontumisesta on saanut mielenkiinnon kohdistumaan enenevässä määrin myös typpipäästöjen vesistövaikutuk­siin. Typpipitoisuuksien kasvu Itämeressä, yllättävät leväkukinnat ja happikatojen yleistyminen ovat ratkai­sevasti vauhdittaneet tapahtumaa. Tämänhetkiset kansainväliset sopimukset päästöjen rajoittamisesta ovat osoitus siitä huolesta, jota typpeä kohtaan ympäristöhaittana nykyisellään tunnetaan.

Pohjoismaisen ministerineuvoston toimenpideohjelman (Nordisk Ministerråd, 1989) mukaan kaikilla mailla on yhtäläinen vastuu ympäristöstään. Itämeren piirissä vallitseva eriarvoisuus valtioiden teknisissä ja taloudellisissa valmiuksissa tarkoittaa kuitenkin käytännössä sitä, että Pohjoismaiden on ulotettava vastuutaan myös meren itäiselle ja eteläiselle rannal­le. Ravinnepäästöj en suuruus itälaidalla merkitsee myös sitä, että käytännön toimiin on ryhdyttävä mitä pikimmin. Itämeren suojelusopimuksen ( HELCOM 1988) toteutuvuus edellyttää kaikkien maiden aktivointia mukaan vaikka painostuskeinoj akin käyttäen (Kohonen 1989). Ravinteiden hälyttävä lisääntyminen Itämeressä osoittaa, että niiden päästöt kaikissa muodoissaan ovat suurin uhka koko hyvinvoinnille.

Typestä vesien rehevöi ttäjänä puhuttaessa törmätään oitis siihen tosiseikkaan että biogeokemialli­nen kierto on täynnä tekijöitä, joiden suuruuksista on olemassa vain summittaisia arvioi ta. Tämä ja vesialuieden hydrografisten muuttujien puutteellinen tuntemus yhdessä mahdollistavat toistaiseksi hyvinkin vapaamielisten johtopäätösten teon niistä typpeen liittyvistä erillisistä tutkimuksista, joita Suomenkin vesialueilla on tehty. Vaikka tietoa kertyykin jatku-

11

vasti lisää, ollaan vielä kaukana siitä tilanteesta, jossa vesiekasysteemien typpimallintaminen olisi 1 uotettavaa. Rantojen lähi vedet kuormi tuspisteineen ja niiden vuorovaikutus avovesiin ovat Suomen typpi­tutkimuksen lähimmät haasteet.

3 S U 0 M E N R A N N I K K 0 V E S I E N R E H E V Y Y S T A S 0

Seuraavassa on kuvattu Suomen rannikkovesien rehevöi­tyneisyyttä ja sen muutoksia yleisluontaisesti lähinnä niiltä osin kuin tarkempaa tietoa on ollut tarjolla. Rannikkovesien alati muuttuvat olosuhteet, vuosien erilaisuus ja puutteelliset havaintosarjat aiheuttavat sen, että luotettavia tilastoja on ylipäätään vähän olemassa. Tehokkaamminkin seurattujen alueiden ai­kasarjat ovat lyhyitä ja pitemmissä seurannoissa taas havaintokertoja vähän. Tilastojen aukkoisuudesta huolimatta on kuitenkin selvää, että tilamuutoksia on ja että kehitys rehevöitymisen osalta on lähes poik­keuksetta menossa huonompaan suuntaan.

Perustuotan tomääri tyksiä tehdään rannikkovesissämme vaihtelevin määrin. Tehokkaimmin seuratut alueet ovat pääkaupunkiseudun ja Hankoniemen edustat. Edellisessä vaikuttaa Helsingin ja Espoon merialueiden tehokas velvoitetarkkailu ja jälkimmäinen taas kuuluu Tvärmin­nen tutkimusaseman vaikutuspiiriin.

Grönlund ja Leppänen ( 1989) tutkivat perustuotannan pitkän aikavälin arvoja Suomenlahdella, Hankoniemen edustan merialueella. Näytteet oli otettu pääosin kasvukaudella huhti-lokakuun välisenä aikana. Vuoden 1972 jälkeen ei voitu havaita mitään vuosittaista vaihtelua (kuva 1) . a-klorofylli arvoissa oli hie­noista nousua samoin kuin kokonaisfosforissa ja typessä, kun taas liukoisen fosfaatin ja ni traatin arvot pysyivät samoina. Jälkimmäisten oletettiin johtuvan talvinäytteiden vähyydestä.

Hankoniemen edustalta itäänpäin hyvän verrokin antaa Helsingin ja Espoon ulkosaaristo. Siellä on tarkkailtu jätevesien vesistövaikutuksia 60-luvun puolivälistä saakka (Pesonen 1988). Alue on rannikkovesistämme tehokkaimmassa seurannassa. Perustuotanta ja perus­tuotantakyky kohosivat 70- ja BO-lukujen alkujen välillä huomattavasti, mutta kehitys laantui 80-luvun puolella selvästi kääntyen jopa laskuun. Kummankaan kaupungin jätevesien johtamisella ulkosaariston reunaan ei näytä olleen sanottavaa merkitystä merialu­een rehevyysasteeseen (kuvat 2 ja 3, Pesonen ym. 1989). Vastaavana aikana ei Porvoon edustan merialueen perustuotantakyvyssä tapahtunut merkittäviä muutoksia (Talsi 1987). Porvoon tutkimustulosten vaikeaselkoi~ suuden vuoksi ei niistä kuitenkaan haluttu vetää liian pitkälle meneviä johtopäätöksiä. Rannikolla edelleen itäänpäin on Loviisan edusta ollut

12

PÄIVITTÄINEN PERUSTUOTANTO (0-15m)

mg/m 2

2400

2000

1600

1200 •

800 • .. . . • . . .· • • • . .

400 . ... . . . . • • 0 • •

72 74 76 78 80 82 84 86

a-KLOROFYLLI (0-15m) 2

mg/m

1200

1000

800

600

400 . . . . 200

. . . . . .. 0

72 74 76 78 80 82 84 86

Kuva 1. Hankoniemen merialueen perustuotannan ja a-klorofyllin huhti-marraskuun arvot vuosilta 1972-87.. Viiva kuvaa keskimääräisten kuukausiarvojen liukuvaa keskiarvoa (Grönlund ja Leppänen, 1989).

13

tehostetun tarkkailun (Säteilyturvakeskus) kohteena. Iluksen (19B4, 19B5, 19B6, 19B7) tekemien 'in situ'­mittausten mukaan on perustuotanta kohonnut Loviisan Hudöfjärdenillä. Nousu on ollut lievempi kuin Helsin­gin edustalla ja keskittynyt BO-luvun puolelle.

Kymijoen suiston ( Ruotsinpyhtää-Kotka-Hamina merialue) vedet ovat olleet rehevöitymään päin. Kymijoen vesien­suojeluyhdistyksen tekemien mittausten (kesä-syyskuun neljän tuloksen keskiarvot)(ref. Anttila 19B7) mukaan ovat perustuotantakyvyn arvot selvästi kohonneet BO­luvulla kaikilla tutkituilla alueilla (kuva 4). Aivan Itäisimmän pisteen, Vironlahden tilanteesta ei ole saatavissa luotettavia aikasarjoja.

400 KATAJALUOTO 125

300

200

100

0 70 72 74 76

400 LÄNSI TONTIU 11 4

300

200

100

0 70 72 74 76 7ft 1 i i 1

l l

400 r

PENTARN 166 300 f-

i 1 200 -1 i i

100 -1

1 76 7~

0 70 72 74 !

·------ --···-- - ---...Jlll!>-

FOSFORIN­POISTO

n 1 lij'll: :IJl'lj

1111'1 ljl' !ui!! 1lu!i

80

82 84

84

liiTi1ft

82 84

8 1 i l

1 1

1 1

{~1

·ii:!:; iili:li hl 8~

i 1

r - - --- -- ---Cl:l:­KAT.AJPLUODON TUNNELI

88

88

:lil:li jllllj! •!h!

88

Kuva 2. Kasviplanktonin perustuotantakyky ( mg/m3 d C h t) Helsingin ulkosaaristossa vuosina 1970-19BB (Pesonen ym., 19B9).

14

V. 1980 aloitettu intensiiviseuranta on tuonut paljon tietoa Suomen puoleisen, itäisen Suomenlahden rehevöi­tymisestä. Vaikka aineisto on monin paikoin puut­teellinen, viittaa se siihen, että levätuotannon taso on noussut viimeisimpien vuosien aikana (Pitkänen ym. 1989).

Kymijoen itäisen haaran purkukohdassa (Kotkan edusta) ravinteista huolimatta perustuotantakyky on alhainen, mikä johtunee jokiveden sisältämistä, lähinnä puunja­lostusteollisuudesta peräisin olevista myrkkyaineista. Inhibi tievaikutuksia ollaan paraikaa tutkimassa. Kotka-Virojoki intensiivialueella näkyy myös eräs tärkeä Suomenlahden piirre. Perustuotantoa ei ohjaile

400

300

200

100

0

400

0

r----- -~

! GASGRUNDETIN i TUNNELI !

KNAPERSKAR 154 1

70 72

KNAPERSK

! j i 1 !

Kuva 3. Kasviplanktonin perustuotantakyky ( mg/m3 d Cyht) Espoon ulkosaaristossa vuosina 1970-1988 (Peso­nen ym . , 1 9 8 9 ) ..

15

PERUSTUOTANTOKYKY mg C rrf3 d-1

~ (j> 0

~.Q . Tamm1o /)

'\

~ Q,

0 ·~ ~ SUOMENLAHTI Ulkofommio

(J 0 • pt,

j , ' ~asaari

c:;11 \)~ 0

+ +

Kuva 4. Ruotsinpyhtää-Kotka-Hamina merialueen perustuotanta­kyky vuosina 1974-86 kesä-syyskuun neljän tuloksen keskiar­voina (Anttila 1987).

yksinomaan maalta tuleva ravinnekuormitus, vaan myös kumpuamiset vaikuttavat varsinkin loppukesällä tuomal­la termokliinin alapuolista, ravinteikasta vettä ylös tuottavaan kerrokseen (Pitkänen ym. 1989). Tällä on merkittävä vaikutus alueelliseen ravinnetaseeseen ja sitä myöten planktonkasvustoon. Kumpuamisten kokonais­merki tystä ei valitettavasti voida kuitenkaan vielä selvittää. Nykyinen intensii viseurantakaan ei pysty jäljittämään kaikkia niitä ravinnevirtoja ja biologi­sia tapahtumia, joita kumpuamisilmiöihin liittyy.

Turun saariston veden laatu on kokonaisuutena ollut 70-luvulla paranemaan päin (Jumppanen 1986), joskaan muutos ei juurikaan ole näkynyt perustuotannossa eikä rehevyysasteessa siten ole tapahtunut mainittavaa parannusta. BO-luvulla perustuotanta on aavistuksen verran laskenut, mutta perustuotantakyky pysynyt samalla tasolla (Jumppanen 1986). Koska kasviplankto­nin biomassa on kuitenkin selvästi vähentynyt ja sen lajista muuttunut rnerellisemmäksi ja puhtaampaa vettä suosivaksi (Kippo-Eklund ja Niemi 1986) kertonee tämä tehokkaammasta tuotannosta.

Turun edustan ja Ahvenanmaan välisen Saaristomeren tila noudattelee yleistä hitaan rehevöitymisen trendiä (Jumppanen 1986). Alueelle on tuonut uuden huolestut­tavan leiman viime vuosina voimakkaasti lisääntynyt kirjolohen kasvatus. Varsinkin paikallisesti tuotanto-

16

yksiköt ovat aiheuttaneet vaikeitakin rehevöitymista­pauksia (Isotalo ym.1985). Turun naapurilla, Salolla on sekoi ttumisolosuhteil taan hankala j okisuisto purkuväylänä merelle. Alueen sisäosa on ollut voimak­kaasti rehevöitynyt, eikä perustuotantakyky ole siellä eikä ulompanakaan viime vuosina sanottavasti muuttunut (Jumppanen 1986).

Selkämeren ja Perämeren rannikon asutus- ja teolli­suuskeskusten purkualueet poikkeavat muusta rannikosta lähinnä s11nä, että suojaava saaristovyöhyke on monissa eteläisempää rannikkoa vähäisempi. Toisaalta ravinneolosuhteet ulompana merellä ovat typellisemmät, joten jäte- ja valumavesien typpi ei kiihdytä levä­tuotantoa samassa määrin kuten Suomenlahdella. Tämä näkyy myös rannikon intensiiviasemien a-klorofylli­pitoisuuksissa. Saaristomeren ja Suomenlahden lukemat ovat lähes kauttaaltaan Pohjanlahden vastaavia suurem­mat (Pitkänen 1989).. Kokkolan edustalla on tosin poikkeavan korkeahkoja pitoisuuksia. Alueen ravinne­kuormi tus (lähinnä ammoniumtyppi) on myös erityisen korkea metalliteollisuuspäästöistä johtuen.

Pohjanlahden rannikkovesien kuten myös ulomman meren perustuotannan ja perustuotantakyvyn aikasarjat ovat puutteelliset. Kunnollisia yhteenvetoja rehevöitymis­kehi tyksestä on vaikea tehdä. Avomerellä ei ole havaittavissa selkeää trendiä suuntaan tai toiseen (HELCOM 1986) ja ruotsalaisten mielestä veden laatu ei myöskään lähi tulevaisuudessa muutu rehevämmäksi mikäli kuormitus pysyy samalla tasolla ( PARCOM Nut 4/3/4 1989).

Pohjanlahden rantavesistä tehdyt havainnot osoittavat, että perustuotantakyky on Selkämerellä keskimäärin lähes Perämereen, muttä selkeästi pienempi Suomenlahdella (Pitkänen ym. 1988). Vuosittaiset vaihtelut ovat kuitenkin huomatta­via. Pohjanlahden on Ruotsin merialu­eella todettu myös kasvavan pohjoisesta etelään mentäessä (Cederwall 1986).

Yhteenvetona edellisestä on kuvassa 5 esitetty Suomen merialueiden rehevyyttä keskimääräisten kesäis­ten a-klorofyllipi toisuuksien mukaan. Kuvasta käy ilmi, että sisälahtien ja jokisuistojen arvot ovat paikoin moninkertaiset ulompaan mereen verrattuna. Lisäksi kuvasta ilmenee, että Suomenlahden itäisimmät arvot ovat korkeita myös avomerellä.

P P I I 0 J A N I I D E N M E R I A L U E

E M U U T 0 K S E T I L M E N E M I N E N

Suomen on kattava selvitys Pitkäsen ym.. raportissa, VYH j ulk. no 8, 1988). Tietojen toistaminen ei tässä yhteydessä ole niinmuodoin tarkoituksenmukaista. Tähän raporttiin on kirjattu niitä oleellisimpia muutoksia, joita viimei-

17

3.4 2.3

Kuva 5. Suomen merialueiden keskimääräiset a-kloro­fyllin pintapitoisuudet kesinä 1979-83 (Pitkänen ym. 1985).

18

sen parinkymmenen vuoden aikana on tapahtunut ja joilla voi katsoa olevan merkitystä nimenomaan rehe­vöitymiskehitykseen.

Typpimäärät koko vesimassaa ajatellen ovat kasvussa niin Pohjanlahdella, Suomenlahdella kuin varsinaisella Itämerelläkin. Tuotantokaudenepäorgaanisissa pintapi­toisuuksissa muutoksia ei havaita, mutta syvänteiden pohjanläheisissä kerroksissa, joissa tilanne muuten on läpi vuoden stabiili, on nitraattitypen kasvutrendi selvä (kuva 6). Tuottavan kerroksen kokonaisravinnepi­toisuuksista on vaikea nähdä selvää kehitystä puoleen tai toiseen, joskin rannikolla asutuskeskusten ja muiden kuormitettujen alueiden lähistöllä on paikoin tapahtunut muutoksia etupäässä kuormitusolojen muuttu­misista johtuen (Pitkänen ym. 1988). Hienoista kasvua ulappavedessäkin näyttäisi tosin ilmenevän avovesikau den läntisellä Suomenlahdella (Grönlund ja Leppänen 1989, kuva 7).

Vesimassoihin varastoituvia ainemääriä on Pohjanlahden osalta laskettu ruotsalaisten Itämeren suojelun toimintaohjelmia laadittaessa (Wulff 1989). Typen

12

10

M 8 E "" ö 6 E .§ 4 M 0 z 2

10

8 -M

~ 6 ö E .§ 4 M 0 z 2

Nitraattipitoisuudet Perämerellä

RR-5 38m-pohja

69 73 11 81 85 89

Aika (v)

Nitraattipitolsuudet Selkämerellä

US-5b 88-pohja

10

8 M E ~ 6 E .§ 4 M 0 z

2

Nltraattlpltolsuudet Selkämerellä

SR-5 78m-pohja

69 73 77 81 85 89 93 Aika (V)

Nitraattipltolsuudet Suomenlahdella

LL -7 5 Om-pohja

69 73 77 81 85 89 66 70 74 78 82 86 90 Aika (V) Aika (~)

Kuva 6. Syvänteiden nitraattipitoisuudet Pohjanlahdel-la ja Suomenlahdella 1970- ja 1980-luvuilla (Merentut­kimuslaitos, 1989).

19

mg/m 3 KOKONAISFOSFORI (0-15m) 60

50

40

30

20

10 ...

0 72 74 76 78 80 82 84 86

3 KOKONAISTYPPI (0-15m) mg/m

680

580

480 . . . . . . 380

72 74 76 78 80 82 84 86

Kuva 7. Hankoniemen edustan merialueen kokonais­fosforin ja -typen huhti-marraskuun arvot vuosilta 1972-87. Viiva kuvaa keskimääräisten kuukausiarvojen liukuvaa keskiarvoa (Grönlund ja Leppänen, 1989).

vuotuinen kertymä Perämerellä on 8 800 tonnia ja Selkämerellä 500 tonnia (kuva 8). Määrät eritoten vesimääriin suhteutettuna kuvaavat, kuinka vähäinen osa typestä katoaa Perämerellä biologisten prosessien ansiosta. Selkämerellä sensijaan suurin osa haloklii­nin yläpuolisesta typpivarastosta häviää pääasiassa denitrifikaation myötä (Wulff 1989). Kuvasta 8 käy ilmi, että Perämeri kuormittaa Selkämerta 30 700 tonnilla typpeä mikä on melkein kolminkertaisesti Saaristomeren ja Ahvenanmeren kautta tullut määrä. Pintakerroksen kesäaikaisissa nitraattiarvoissa tämä näkyy vain Merenkurkun alueella. Pohjoisella Selkäme­rellä mineraalityppi on jo vähissä (2-3 mg/m3 )(Pitkä­nen ym. 1985). Kokonaistypen arvot pysyvät koko Pohjanlahdella karkeasti samalla tasolla läpi vuoden (Pitkänen ym. 1986, Monitor 1988). Tilanne näyttää jatkuvan ilman suurempia kuormitusmuutoksia saman­laisena lähi tulevaisuudessakin ( PARCOM Nut 4/3/4 1989).

102400-<== 268700 -<==

20

Total NITROGEN lton/yrl

964400

{/11800~ 311600...(=

85100

{/30700-<==== 72100~

=:)-166300 ~ 323 1.00 =)-41400

Battic proper

Valer poot (ton) 3 900 000

5othnian Se a

1000 000

Bothnian Bay

530 000

60100

Kuva B. Typen ainetaseet ( t/v) Pohjanlahdella ja varsinaisella Itämerellä. Merialueiden välinen netto virtaus on merkitty vedenpinnan yläpuolisella nuolella (Wulff, 19B9).

Suomenlahdelta ei edellisen kaltaisia taselaskelmia ole. Avomeren typpipitoisuudet ovat jonkin verran korkeammat kuin Selkämerellä. Kesäajan kokonais-N on n. 300 mg/m3 ja epäorg.-N 5-7 mg/m3 (Pitkänen ym. 19B5, 19B6). Huolimatta korkeammista arvoistaan on typpi perustuotantoa rajoittava tekijä. Tämä johtuu Suomenlahden fosforipitoisemmasta vedestä.

Suomenlahdella tilanne on ilmeisesti muuttumassa. Alueen voimakas typpikuormitus sekä maalta että ilmasta on luonut selvähköt lahdella itäänpäin kasva­vat gradientit (Pitkänen ym. 19B5, 19B6). Tilanne on ollut muuttumaton BO-luvulla, mutta aivan viime aikoina uutena ilmiönä i täisimmän intensiiviaseman alueella on mineraalityppeä alkanut esiintyä pintave­sissä entistä aikaisemmin syksyllä (Pitkänen ym. 19B9). Kun fosfaatti-fosforin osalta tilanne on muuttumaton, viittaa tämä tuotannon siirtymiseen fosforirajoitteiseen suuntaan. Suomenlahden kokonais­tilan muutokseen viittaavat myös epäorgaanisen typen ja fosforin suhteet. Talviset N/P-arvot ovat olleet BO-luvulla suurempia kuin edellisen vuosikymmenen puolivälissä (Pitkänen ym. 19BB).

T Y P P I J A R E H E V Ö I T Y M I N E N

5 1 YLEISTÄ

Yleisesti hyväksytyn määritelmän mukaan rehevöityminen tarkoittaa vesieliöstön kasvunopeuksien kiihtymistä. Käytännössä termi mielletään lähinnä lisääntyneeksi levä- ja putkilokasvi tuotannoksi, joka on seurausta ravinnepitoisuuksien noususta. Ravinteisuuden kasvun aiheuttajana taas ovat jätevedet, hajakuormitus ja

21

ilmalaskeuma. Kasvaneen biotuotannon vaikutukset ilme­nevät pahimmillaan vesien sameutena, haju- ja maku­haittoina, happikatoina, kalastomuutoksina, ja ylipää­tänsä vesien hyöty- ja virkistyskäytön kärsimisenä.

Rehevöi tymistä arvioidaan perustuotantomääri tyksen avulla. Siinä levien ja korkeampi en kasvien kasvua mitataan tietyn alueen tiettynä aikana yhteytetyn hiilen määränä ( 14 C menetelmä, Steemann Nielsen 1952). Analyysi ei kuvaa kaiken elollisen materian lisääntymistä, mutta on, kattavaruman menetelmän puuttuessa, tällä hetkellä luotettavin tapa arvioin­tiin. Toinen keino on määrittää biomassa tai foto­pigmenti t ( a-klorofylli). Rinnakkain käytettynä menetelmät tukevat toisiaan.

'In si tu' perustuotan tomääri tysten hankaluutena on jokaisen kokeen vaatimat kaksi kenttäkäyntiä ja työskentelyn riippuvuus myös sääolosuhteista. Korvaa­vaksi menetelmäksi onkin otettu perustuotantokyky­määritykset, joissa näytteet analysoidaan laborato­riossa. Pelkkä näytteenhaku onnistuu useimmiten hankalammallakin ilmalla.

Rehevöi tymisen kuvaamiseen tarvitaan perusteellista tietoutta vesialueen kuormitusoloista ja ravinnekehi­tyksestä. Vesien rehevöi tyminen on yleensä pahinta siellä missä on eniten ravinteita. Rannikkovesialueil­la na1n on j okisuistoissa ja asutuskeskusten ja teollisuuslaitosten jätevesien purkupaikkojen lähei­syydessä. Jätevesien sisältämät myrkyt saattavat toisaalta hidastaa biologisia prosesseja, jolloin plankton ei pysty käyttämään tehokkaasti saatavilla olevia ravinteita. Tämä näkyy esim. Kymij ekisuun (Kotkan edusta) perustuotantokyky-määrityksissä (Partanen 1984) ja Pohjanlahdella mm. Porin ja Kaskis­ten edustojen a-klorofyllin arvoissa ( Häkkilä 1981, Rekolainen ja Talsi 1982).

Perustuotantoa merialueilla rajoittava tekijä on yleensä typpi. Itämerellä tästä poikkeavia alueita ovat Perämeri sekä rannikovesien kuormitetut alueet. Etenkin Perämerellä on fosfori selkeästi ruinimitekijä­nä. Selkämeren ravinnesuhteet vastaavat suunnilleen planktonin kasvutekijävaatimuksia (N/P=16/1, w/w).

5.2 PLANKTONEKOSYSTEEMIN TOIMINNASTA

Planktonekosysteemi koostuu useista organismiryhmistä. Niiden keskinäinen vuorovaikutus käsitettiin aikaisem­min suoriksi ravintoketjuiksi, joissa isommat syövät pienempiään. Nykyinen, BO-luvun puolivälissä muotoutu­nut malli koostuu haaroi ttuneista ketjuista, jotka muodostavat kokonaisia ravintoverkostoja ( Azam ym. 1983)(kuva 9). Alimmilla trofiatasoilla ovat edelleen­kin bakteerit ja kasviplankton ja yläpäässä eläin­plankton ja kalat. Verkostoajattelun syntyyn olivat johtaneet havainnot, jotka korostivat nimenomaan kaikkein pienimmän eliöstön osuutta koko ekosysteemis-

22

sä (esim. Hagström ym. 1979, Fenchel 1982, Larsson ja Hagström 1982). Avainasemassa olevien alimpien tro­fiatasojen piko- ja nanaluokan organismien merkityksen selvittämiseen on myös Itämerellä, Suomenlahden oloissa kiinnitetty viime aikoina erityistä huomiota (Tamminen ym. 1985, Kaitala ym. 1986, Kuparinen 1987, Kuosa ja Kivi 1989). Tutkimustulokset ovat painotta­neet mm. bakteeriplanktonin osuutta. Se pystyy detri­tuksen mineralisoinnin lisäksi käyttämään tehokkaasti !evien orgaanisia eritteitä sekä näyttää myös pystyvän kilpailemaan kasviplanktonin kanssa epäorgaanisista ravinteista (Tamminen ym. 1985). Edelleen, kuvan 9 mukaisesti, se toimii sinilevien ohella ravintona korkeammille eliöille.

Pienimmän planktonin merki ttävyys on käynyt ilmi ravinnekierron todellisen nopeuden paljastuttua. Perustuottaj at ja osaksi heterotrofiset bakteerit sieppaavat tuotan·tokaudella systeemiin ulkopäin tulevat epäorgaaniset ravinteet nopeasti käyttöönsä. Samoin käy hajotuksessa vapautuville ravinteille. Azamin ym. (1983) kuvaama mikro-organismien tuotannon ja mineralisaation välinen kierto ( MICROBIAL LOOP, kuva 9) toimii hyvin tehokkaasti ja huolehtii siitä, että valtamerialueilla ja myös esim. kesäkauden Suomenlahdella epäorgaanisen liuenneen typen määrät ovat hyvin alhaiset.

Rehevöitymisen ja ravinnekierron kannalta oleellista on mihin uudesta tuotannosta syntynyt biomassa joutuu Tamminen ( 1989). Lauhkeissa täyskierron omaavissa vesissä (kuten Itämeri) planktonyhteisö käy vuosittain läpi eri tuotantokaudet. Talvella veteen varastoitu­neet, ulkopäin tulleet tai hajotuksessa vapautuneet epäorgaaniset ravinteet sidotaan kevätkukinnan aikana hyvin nopeasti biomassaan.. Kukinnan romahdettua ravinteiden loppumiseen jatkuu tuotanto koko lopun kesäkautta pääasiassa mineralisaatiossa vapautuvien ravinteiden varassa. Osa uustuotannosta poistuu tuottavasta vesikerroksesta sedimentaationa. Elmgrenin (1989) laatiman katsauksen mukaan sedimen­taatio ja siitä tavallaan aiheutuva ravintoketjun 'katkeaminen' keväisellä Itämerellä johtuu osittain siitä, että valtaosa monisoluisesta eläinplanktonista kehittyy loppukeväästä ja alkukesästä, jolloin se hukkaa kevään perustuotantohuipusta kertyvän ravinnon. Koska ravinnekierto kuitenkin hallitsee ainevirtoja on rehevöi tymiskehi tyksen kannalta oleellisinta se, miten paljon kevään tuotantohuipun aikana orgaanista ainesta syntyy. Kuparisen (1985) mukaan kevätkukinta saattaa kattaa n % koko vuotuisesta tuotannosta. Sen niistä grafisista olosuhteista, jotka tuotantohuipun taittu­misen aikoihin vallitsevat

Ravinteidenvaihtuminenulkoatulleesta mineralisoituun näkyy Tammisen (1989) mukaan planktonyhteisön muutok­sina ja heijastuu sitä kautta koko eliöstön koostumuk­seen. Valtameriolosuhteissa tämän havaitsivat Dortch ja Postel ( 1989) seuratessaan Washingtonin rannikon edustalla kumpuamisten yhteydessä tapahtuvaa kasvi-

-' 11.1

> w -'

u ::t ll. 0 a:

MICRO - ORGANISMS Mtcrobtal Joop

-5 -4 -3 ·2

23

-1

10mm

zoo­PLANKTON

0

Fl S H

LENGTH: log mm

3

Kuva 9. Planktonisen ravintoverkoston puoli-kvantita­tiivinen malli. Tummat nuolet osoittavat energian ja aineiden virtaa, vaaleat yksistään aineiden. Oletetta­vasti n. 25 % netto perustuotannosta kanavoituu liukoisen orgaanisen aineen (DOM) ja mikrobisilmukan (bakteerit, flagellaatit ja muu mikroeläinplankton) kautta (Azam ym., 1983).

planktonin typenottoa. Koska kasviplanktonilta kuluu jonkin aikaa reagoidessaan muuttuneisiin ravinne­olosuhteisiin, ehtii kummunnut vesimassa kulkeutua pois ylöstulopaikaltaan ja varsinainen leväkasvun huippu havaitaan jossain kumpuamiskeskuksen ulkopuo­lella. Dortch ja Postel (1989) havaitsivat myös, että korkean klorofyllipi toisuusalueen ympärillä eliöstö koostui suurimmaksi osaksi muusta kuin kasviplank­tonista. Tutkijoiden mukaan bakteeri- ja eläinplankto­nin suhteellisen suuri osuus biomassasta oli osoitus siitä, että niillä alueilla ammoniumtyppi oli merkit­tävämpi kuin itse perustuotannan käynnistänyt kumpu­amisnitraatti.

Tuotannon kehitystä on pyritty viimeaikoina myös ohjailemaan. 'Biomanipulaatiolla' on yritetty vaikut­taa ravintoverkkoon siten, että biomassa kerääntyisi epämiellyttävien leväkukintoj en sijasta käyttökel­poisiin kalalajeihin (Hecky ja Kilham 1988). Vaikka­kaan Itämereen tällaiset keinot tuskin sopivat, on ravintoverkon rakenteen muutosten tunteminen sielläkin välttämätöntä rehevöi tymisen syy-seuraus suhteiden selvittämiseksi. Tämä myös siksi, että varsinaisella Itämerellä ja Suomenlahdella on 5-7 ojoo suolaisuuteen sopeutunut suhteellisen niukka planktonlajisto, johon esim. järvi- ja valtamerialueilta saatujen tulosten soveltaminen on ongelmallista (Tamminen 1989).

24

5.3 TYPPI JA SEN VAIKUTUS REHEVÖITYMISEEN

Vuosikymmeniä jatkuneiden ravinnepäästöjen vaikutus alkaa Itämeressäkin näkyä hiljalleen muuallakin kuin aivan rantojen välittömässä läheisyydessä. Ulappa­alueiden rehevöitymistä ei perustuotannolla mitattuna ole eteläistä Itämerta lukuunottamatta havaittavissa (Schulz ja Keiser 1986), mutta kevätkukinnan klorofyl­lipi toisuuksien hienoinen kasvu avomerellä Suomen etelärannikon edustalla (Grönlund ja Leppänen 1989) kertoo pohjoisemmankin Itämeren viime vuosien kehityk­sestä. Mereen joutuu siinä määrin ravinteita, että ne riittävät entistä suurempien biomassojen muodostumi­seen.

Itämeren oloissa ainutlaatuinen selvitys plakton­tuotannon ravinneriippuvuuksista on tehty Suomenlah­della Hankoniemen edustalla ( PELAG 1989). Ravinne­manipulaatioin osoitettiin, että typpi oli välttämätön perustuotannan kasvuun ja, että fosforilla oli edistä­vää merkitystä vain yhdessä typen kanssa ja silloinkin vain rajoittuen alkukesään (kuva 10). Typen avainasema näkyi myös siinä, että käytännössä yhtäläinen vaikutus saatiin aikaan sekä eri epäorgaanisilla ( ni traatti, ammonium) että orgaanisilla (urea) yhdisteillä. Typen tuotantokautinen merkitys näkyi selkeästi myös vuoden 1985 kenttäkokeissa. Niissä koejärjestely käsitti kahdeksan rinnakkaista 100 1 yksikköä, joissa säädel­tiin ravinnekoostumusta ja planktonlajistoa. Tulokset (kuva 11) osoittivat, että typpeä tarvittiin läpi koko tuotantokauden kasviplanktonin tuotannon kiihdyt­tämiseksi. Alkukesästä pelkkä typpikään ei riittänyt, vaan tarvittiin myös fosforia.

Hankoniemellä, sen pohj oispuolisella suljetulla, matalahkolla sisäsaaristoalueella (Bengtsår) on tehty myös toinen merkittävä typpitutkimus (Tamminen 1983). Kohde oli ravinnetutkimuksellisesti ideaalinen, koska alueen ainoa merkittävä kuormittaja oli tehdaslaitos, jonka jätevesi sisälsi suuria määriä ammoniumsulfaat­tia ja fosforia vain hiukan. Tutkimus pyrki ennen muuta selvittämään kuormituksen vaikutusta planktisiin tuotanto- ja hajotusprosesseihin eri osissa saaristo­aluetta. Tulokset osoittivat, että jätevesi kiihdytti huomattavasti niin alueen kasviplanktonin luonnonyh­teisöjen kuin testilevänkin ( Chlore.}.la) tuotantoa. Saariston pääasialliseksi kasvituotantoa rajoittavaksi ravinteeksi havaittiin typpi.

Edellisen kal taisesti on typpivaikutuksia tutkittu myös Porvoon edustan (Penttinen 1980).

ammonium vaikutus purkualueen (Svartbäckinselkä) rehevöitymiseen halut­tiin edellisestä mm. siinä, että jalostamo ei ollut saariston ainoa typpi­kuormittaja ja että alueen ravinnekuormitus käsitti myös fosforia. Tutkimuksen tulos oli selkeä. Levän­kasvatustestit osoittivat öljynjalostuksen jätevesien lisäävän merialueen tuotantopotentiaalia. Tulokset pitivät yhtä vesistöhavaintojen kanssa, sillä perus­tuotantaarvot olivat purkualueella kohonneet. Lisäksi

0 '-c JOO 0 u -~ ~ 200

~ HOJ

- NH4

25

kaikki tulokset osoittivat yhdenmukaisesti sen, että typpi oli pääsääntöisesti tutkimusalueen tuotantoa rajoittava tekijä.

A 0 ~ HOJ '- +P c JOO -NH_.

EZI ureo-N 0 r!Zl urea-N u c:J P0

4 -0

~ 200

~

B

100 ~ - -~ dr- -~ ~ ~ ~ t -l\ ~rr - 100 -- ~ - r- - ---

~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ r\ ~

:\ '1 (\ '1 0 0

2 J 2 J light period~ light period~

Kuva 10. Perustuotannan keskimääräinen tehostuminen (% kont­rollista /24 tuntia) kesällä 1989 lisäämällä ( A) erikseen nitraattia, ammoniumia, ureaa (20 pm/1 N kutakin) ja fosfaattia (10 pm/1 P) ja (B) kutakin typpiyhdistettä fosfaatin kanssa. Janat kuvaavat 95 %:n luotettavuusväliä (n=11) (PELAG 1989) .

"-50 ::c

~ -40 ~~ PNFr

30 { Fr Fr

20- c.

A ..t: 50 . "- N u ~ 40 B

30

20

10 . PN PN PN N N NF C F r

~t4~~ -E~c.ic~c · ~~ er'· -c o~---~-------r------+----~------~-----4

t10

0

fr fr.1· ....-~r, c

UA Y JUNE JUL Y AUG SEPT OCT UAY JUNE JULY AUG SEPT OCT

Kuva 11. Vuoden 1985 kentällä tehtyjen manipulaatiokokeiden a-klorofyllin ja perustuotannan vuodenaikaismuutokset esitet­tyinä yhdessä kunkin muuttujan vaikutuksen osoittavan vektorin kanssa. Ylöspäin osoittava vektori merkitsee positiivista vaikutusta ja alaspäin näyttävä negatiivista. Koeyksikköjen koko oli 100 1 ja koeaika 2 päivää (klorofylli).(C=vertailu, N=ammoniumlisäys, P=fosfaattilisäys, Fr=100 pm esifraktiointi) ( PE LAG, 1 9 8 9 ) .

Helsingin edustan planktontuotannon ravinnerllppuvai­suuksia ovat levätestein (mm. Chlorella) selvitelleet Rinne ja Tarkiainen ( 1975, 1978). Laboratoriossa luonnonvesinäytteillä ravinnemanipulaatioin tehdyt kokeet osoittivat, että lähes riippumatta vesinäyttei­den liukoisen typen pitoisuuksista Chlorellan kasvua rajoittava ravinne oli typpi. Vain rehevimpien sisä­lahtien vesi sisälsi muutamassa näytteessä n11n paljon käyttökelpoista typpeä, että kasvun kiihtyminen vaati fosforilisäystä.

26

Ruotsin puolella Itämerta on ravinnemanipulaatiota käytetty Himmerfjärd-lahden kenttäkokeissa (Larsson 1983). Lahden neljässä eri pisteessä (uloimman ja sisimmän etäisyys n. 35 km) typpi oli ainut ravinne, joka yksinään kiihdytti kunkin koepaikan leväpopulaa­tion kasvua. Kevätkukinnan aikainen perustuotannan ja epäorgaanisen typen kulutuksen positiivinen korrelaa­tio ( r=O, 91) em. pisteissä osoitti lisäksi, että typpi oli alueen tärkein kasvukauden perustuotantoa rajoittava tekijä.

Samaisella Himmerfj ärd-lahdella kokeiltiin ravinne­manipulaatiota myös purkualuemi ttakaavassa. Lahtea voimakkaasti kuormittavan jätevedenpuhdistamon fosfo­ripäästöt nostettiin vuonna 1984 moninkertaiseksi. Typen asema lahden minimiravinteena ei muuttunut. Ylimäärä fosforia ei pystynyt merkittävästi kohotta­maan lahden perustuotantatasoa (Monitor 1988) ..

Vedessä keijuvan kasviplanktonin ohella päällyskasvus­ta (perifyton) on tehokas ravinteiden hyödyntäjä ja samalla herkkä ravinneindikaattori (Sladeckova 1962). Runsaammin sitä esiintyy niillä vedenalaisilla pin­noilla, joiden ympäristössä riittävän valaistuksen ohella on tavallista enemmän ravinteita. Lisääntynyt perifytonin kasvu näkyy vesikasvien, kivien ja kalan­pyydysten limoittumisena.

Perifytonia on käytetty myös rehevöitymisen ravinne­riippuvaisuuksien tutkimiseen.. Tamminen ja Leskinen (1985) vertailivat planktisia ja perifyyttisiä leväyh­teisöjä rehevöitymisen kuvaajina läntisen Suomenlahden rannikkovesissä (Hanko-Tammisaari). He totesivat, että a la jonne johdettiin ammoniumpitoisia jätevesiä klorofylli- ja perustuotantaar-vot olivat sti suuremmat kuin vähemmän kuormitetulla, hydrografisesti samanlaisella vertailu­alueella.. Planktisen ja perifyyttisen levästön rea­goinnissa ilmeni selviä eroja. Perifytonin perustuotanta ja a-klorofyllin arvot kuormi tetulla aluella olivat heinä-elokuussa kerta­luokkaa suuremmat kuin planktonilla. Menetelmänä perifytonin etu sen kumulatiivisuus, jonka takia näytteenoton ajoitus ei olut yhtä kriittinen kuin planktontutkimuksessa.

Edellisen kaltaisen päällyskasvuston tuotantoa kiih­dyttävän vaikutuksen nitraatilla havaitsivat Reinikai­nen ym. (1986). Heidän tutkimusalueellaan (Pikkalan­lahti, Kirkkonummi), jolla oli useita typpikuormitta­

purkupis-

olivat suurimmat.

5.4 LOPUKSI

Keväiset perustuotantahuiput kuvaavat sitä kasvun tehokkuutta mihin tuotantokerroksen kasviplankton pystyy, kun helppokäyttöisten ravinteiden saanti eivätkä muut ympäristötekijät ole rajoitteena. Kevät-

27

huipun jälkeinen mineralisaation varassa elävä kasvi­plankton säilyttää kuitenkin koko ajan potentiaalin nopeaan lisääntymiseen ravinnetilanteen parantuessa. Tämä näkyy eritoten loppukesällä, jolloin vesimassat usein sekoittuvat ja syvempi en kerrosten ravinteet tulevat perustuottajien ulottuville.

Tulokset ovat korostaneet ravinteiden ja hiiliyhdis­teiden kierron nopeutta pienimmän planktonin eri trofiatasojen välillä. Tämä kaipaa runsaasti lisätut­kimusta myös Itämerellä. Käytännössä monista plankton­verkoston tekijöistä ei tiedetä vielä mitään (PELAG 1989). Asian edistyessä pystytään myös tuotantoon liittyvistä typpi virroista muodostamaan selkeämpi kuva koko merialuetta ajatellen.

6 T Y P P I K U 0 R M I T U S

6.1 JOET

Maalta rannikkovesiin tuleva typpikuormitus muodostuu jokivesien, asumajätevesien ja teollisuusjätevesien sisältämistä typpiyhdisteistä. Kokonaiskuormitus käsittää lisäksi ilmalaskeuman ja typensidonnan. Kolmen ensiksi mainitun typpi tuonti on tilastoitu Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisut-sarjan numerossa 8 (Pitkänen ym. 1988). Julkaisun numerotietoja käyte­tään tässä vain niiltä osin kuin eri tekijöiden suuruusluokkien ja niiden keskinäisten suhteiden esiintuomiseksi on tarpeellista. Maatalous, jonka kuormitus ohjautuu pääosin jokien kautta, on esitetty omana kappaleenaan samoin kuin viime aikoina paljon huomiota herättänyt kalankasvatuskin. Metsätalous on tarkoituksellisesti jätetty pois. Sen aiheuttama kuorma on muiden rinnalla vähäinen ja kohdistuu etupäässä Perämerelle, jossa typpeä on muutenkin ylimäärin. Typpilaskeuma, joka ilmeisesti ansaitsisi kokonaan oman tutkimuksensa, on laitettu myös erilli­seksi kappaleeksi. Typensidonta, jonka määrällinen merkitys typpi tuonnissa näyttää olevan eniten kiis­tanalainen, on kuvattu varsinaisesta kuormitusluvusta erillään enemmänkin ilmiöön itseensä kuin sen tehoon keskittyen.

Suomesta maalta merialueille kulkeutuva typpimäärä on n. 80 000 t/a (Pitkänen ym. 1988). Määrän jakautuminen eri merialueille näkyy kuvasta 12. Siinä ovat mukana myös koko merialueiden kuormitus Ruotsin ja Neuvosto­liiton osalta. Typen vuotuiset laskeumat on myös mainittu.

Jokien kuljettamat typpiravinteet ovat peraJ.sin luonnonhuuhtoutumasta, hajakuormituksesta sekä asutuk­sen ja teollisuuden jätevesistä. Suomessa pohjoisim­pien jokien typpi muodostuu valtaosin luonnonhuuhtou­tumasta, kun taas keskisen ja eteläisen osan jokien kuormitus on pääosin lähtöisin maataloudesta sekä

28

joidenkin Selkämereen ja Suomenlahteen laskevien jokien kohdalla myös jätevesistä.

Jokien Itämereen Suomen alueelta kulje.ttaman typen vuotuinen määrä on viimeisten vuosien aikana ollut keskimäärin 70 000 t/a N (Pitkänen ym. 1988). Siitä noin puolet ohjautuu Perämerelle, jossa pääkuormitta­jina ovat Torniojoki, Kemijoki, Iijoki ja Oulujoki. Suurimman yksittäisen typpimäärän (n. 9000 t) kuljet­taa Selkämeren keskiosaan laskeva, teollisuuden, asutuksen ja maanviljelyksen voimakkaasti kuormittama Kokemäenjoki. Suomenlahdella n. 43 % kuormi tuksesta muodostuu Kymijoen 6300 typpi tonnista. Kaikesta maalta tulevasta typpikuormasta jokien osuus on 86-88 % (Pitkänen 1987).

Jokien kulj ettamien ravinteiden määrä vaihtelee voimakkaasti vuodenaikojen ja virtaamien mukaan. Etenkin rannikon pienempien jokien kevättulvat aiheut­tavat huipun myös ravinnevirtaamissa. Vastaavasti isompien, valuma-alueel taan runsasj ärvisten jokien ravinnekuormi tuksen osuus rannikkovesissä korostuu kesäkuukausien aikana (Pitkänen 1989). Lukuunottamat­ta koillista Perämerta sekä Kokemäenjoen ja Kymijoen edustaja ei jokikuormituksen merkitys kesäaikaan ole kuitenkaan suurempi kuin suorilla jätevesipäästöillä­kään (Pitkänen 1987). Tämä johtuu siitä, että suoras~a kuormituksessa usein, etenkin asumajätevesissä typpi on perustuotannalle helppokäyttöisessä ( ammonium, nitraatti) muodossa.

Vuodenaikaj en välisten erojen lisäksi vaihtelevat jokien virtaamat huomattavasti myös vuosien kesken. Tämä näkyy myös typpimäärissä (Pitkänen 1986). Selvimmät heilahtelut ovat tapahtuneet etelä­ja lounaisrannikon maatalousalueiden läpi virtaavien jokien taseissa. Näin oli mm. 1970-luvun puolivälin voimaperäisen typpilannoitteiden käytön aikana (Pitkänen 1987) .. Kokonaisuudessaan mitään oleellista kehitystä jokien aiheuttamassa rannikko­vesien typpikuormassa ei näytä viime aikoina tapahtu­neen.

Typpikuormituksen vaikutusalueen laajuus r11ppuu kuormituksen ja vuodenajan lisäksi rannikon morfomet­riasta sekä ulappameren pitoisuudesta (Pitkänen 1987). Suistoalueen rehevöi tymiselle merkittävää on se, missä kohdin epäorgaaniset jokiravinteet voidaan tehokkaasti käyttää biotuotantoon. Aivan jokisuulla se ei yleensä ole mahdollista johtuen samennuksesta ja virtausaloista oen läntisen haaran (Ahvenkoski kunnolla käyntiin vasta reunustavien saart:en

( ym 19 ) näkyi myös lahden (53 km2 ) ravinnetaseissa. Typpeä ei pidättynyt lahdelle ollenkaan (Pitkänen ym. 1986).

Ahvenkosken edusta on yksi harvoista ravinnetaseilt:aan tarkemmin tutkituista jokisuistoista Suomessa. Siellä, niinkuin kaikissa muissakin on jokiveden typen rehe­vöi ttävän vaikutuksen todellinen laajuus ja typen

29

lopullinen kohtalo toistaiseksi vailla selvittämistä. Perusteelliseen selvyyteen edes tärkeimpien jokien osalta ei kuitenkaan voitane päästä vielä pitkään aikaan. Kenties se ei ole tarpeenkaan. Oikein läpi­viety tutkimus yhdessä tai muutamassa suistokohteessa, huolimatta morfometrisista eroista saattaisi edistää mallintamista myös muissa. Tämän hetken tilanteeseen toisi lisävalaistusta jo pelkästään kunnollinen typpikuormien laadun tuntemus ja primäärinen tieto purkualueiden vedenvaihdosta ja sedimentaatiosta.

Ruotsistu Pohjanlahdelle yht. 'V 58000

Selkämeri

60000 (Ilma)

7000 (Ilma)

Suomesta merialueille yht. IV BO 000

19000

7

-~.....__-66000? (Leningrad+ Neva)

Kuva 12. Suomen merialuieden typpikuormitus (tonnia/­vuosi). Puuttuvat tai epävarmat arvot ovat merkitty kysymysmerkein.

6.2 MAATALOUS

Maatalouden suurin vesistökuormitus muodostuu pelloil­ta huuhtoutuvista ravinteista. Viljelyn ohella haitto­ja syntyy myös karjataloudesta, mutta sen päästämäärät ovat vähäisempiä. Suomen pinta-alasta keskimäärin 9 % on maa talouden käytössä. Määrä vaihtelee alueittain huomattavasti. Maanviljely on keskittynyt Etelä-ja Länsi-Suomeen, jossa pel taalan osuus monien jokien valuma-alueilla ylittää 30 %.

30

Vesistöjen maatalousperäisen ravinnekuormi tuksen on todettu riippuvan voimakkaasti kullakin valuma-alueel­la olevien peltojen suhteellisesta osuudesta (Rekolai­nen 1989). Jonkin verran vaikutusta on myös peltojen maaperän laadulla ja maanpinnan muodoilla. Maatalouden peltoalueiden typpihuuhtoutuma oli 760-2000 kg/km2

vuodessa jakson 1981-1985 aikana. Tästä saatiin koko maan kuormitusarvioksi 20 000 - 40 000 t/a N (Reko­lainen 1989).

Maatalousalueiden järvisyydellä on suuri merkitys meriin asti joutuvan typen määriin. Näyttääkin toden­näköiseltä, että esim. Etelä- ja Länsi-Suomen rannik­koalueilla valtaosa typpihuuhtoutumasta kulkeutuu rannikkovesiin juuri jokireittien vähäjärvisyyden vuoksi (Pitkänen 1988). Yhtälailla Pohjanmaalla, jossa järvipinta-ala on pieni ja pel taalan osuus suuri on joidenkin jokien (esim. Lapuanjoki ja Kyrön­joki) kuormasta yli puolet maataloudesta pera1sin (Pitkänen 1988, Rekolainen 1989, National Board of Water 1983).

Sadannan ja valunnan eroista johtuu, että maatalouden vuotuinen osuus rannikkovesien kuormituksessa vaihte­lee. On arvioitu, että N-huuhtoutumia ohjautuu rannik­kovesiin n. 10 400 - 27 000 t/a N, mikä vastaa keskimäärin 60 % kokonaishuuhto~tumasta (Latostenmaa & Valpasvuo-Jaatinen 1989). Pitkänen ( 1987) arvioi maatalouskuormitukseksi 22 000 t/a N. Kaikesta maalta meriin tulevasta kuormituksesta on maatalouden osuus joka tapauksessa huomattava, keskimäärin ehkä 25-30 %:n luokkaa.

Typpivirtaamat ovat pahimmillaan keväällä lumien sulaessa. Kesäaikaiset huuhtoumat ovat taas sääoloista ri sia.. Sadannan myös valunnat typen huuhtoutumineen muuttuvat. Sateiset kesät ovatkin erityisen huonoja peltojen typpitaseille. Erot pelto­maasta veden mukana irtovien typpiravinteiden määrissä saattavat kuivien ja sateisten vuosien välillä olla kertaluokankin suuruisia (Rekolainen ja Kauppi 1988).

Sadannan ja valunnan suuri merkitys typpihuuhtoutumis­sa johtuu siitä, että viljelymaissa oleva ja sinne lisättävä typpi ovat pääosin helppoliukoisessa ni t­raattimuodossa. Pintavalunnan ohella typpeä poistuu siten myös salaojien kautta. Ammoniumtyppi, joka ei sellaisenaan huuhtoudu, muuttuu maaperässä herkästi ni traatiksi eikä sen käytöstä hävikkiä ajatellen juurikaan ole hyötyä.

Janssonin tutkimuk-sen mukaan elyalueiden (pelto-osuus 80-95 %) läpi virtaavien jokien oli 70-90 % ni traattina Valunnan ja huuhtouman arvot ovat alueella suurim­millaan loka-maaliskuussa (huippu maaliskuussa) ja minimissään kesä-syyskuussa (Brink 1984). Jansson ym. (1986) totesivat toisaalta, että n. 1/3 peltomailta karanneesta typestä ei koskaan päätynyt mereen. Typpihävikki johtui deni trifikaatiosta ja se oli suhteellisesti suurinta kesäkuukausina saavuttaen

31

parhaimmillaan 90 %:n tason. Absoluuttiset typpipois­tumat olivat kuitenkin suurimmat talvikuukausina. Tämän katsottiin johtuvan jokien talvisin kulj ettamis­ta suurista nitraattimääristä ja siitä, että denitri­fikaation nopeus pysyi talvilämpötiloissakin riittävän korkealla.

Kanadassa, Ontariossa tehtiin myös edellisen kaltainen tutkimus {Hill 1979). Siinä selvitettiin joen, jonka virtaamasta 80 % muodostui marras-huhtikuun aikana ja jonka valuma-alueeseen ei kuulunut järviä, typpihävik­kiä eri vuodenaikoina. Alhaisen virtaaman kautena (toukokuun loppu-lokakuu) deni trifikaatio poisti keskimäärin 75 % nitraatista ja 50 % kokonaistypestä joen ja sen sivuhaarojen kolmentoista tarkkailupis­teestä laskettuna. Kylmän kauden ja suurten virtaamien jakson vähäisen denitrifikaatioaktiivisuuden vuoksi vuotuiseksi hävikiksi (kok-N) arvioitiin vain 5-6 %.

Maatalouden typpipäästöjen joutuminen rannikkovesiin tai ylipäätään vesireiteillä eteenpäin johtuu paljolti kuljettavan systeemin volyymistä ja lämpötilasta. Mitä verkkaisempi ja kesäisempi prosessi on sitä enemmän typpi sitoutuu biologisiin kiertoihin ja poistuu kaasufaasiin. Suomessa merkittävä osa etelä­ja länsirannikon kuormi tuksesta saavuttanee meren huhti-toukokuussa. Näinollenvaluntahuipun typpiravin­teet ovat myös levien kevätmaksimin käytettävissä. Onkin oletettavaa, että perustuotannan keväthuipun jälkeinen sedimentaatio vie osan valunnan ravinteista pois kesän tuotannosta (Pitkänen 1989, Leppänen 1988).

Sedimentaatiossa poistuvien niin maataloudesta kuin muualtakin lähtöisin olevien typpiravinteiden määrä on sinällään mielenkiintoinen. Håkansonin ja Floderuk­sen (1985) ja Floderuksen (1989) Ruotsin länsiranni­kolla tekemät havainnot leväkukinnoista syntyneistä lietepatjoista ('linsseistä') ja niiden siirtyilystä pitkin jokisuiston (Laholmin lahti) pohjaa (kuva 19) antoi olettaa, että deni trifikaatio oli kyseisissä lietekerrostumissa erittäin merkittävää.

6.3 ASUMAJÄTEVEDET

Rannikkovesien merkittävin suora kuormi ttaj a on rannikon asutus. Sen jätevesien mukana kulkeutuu purkualueille vuosittain n. 6500 t typpeä (Pitkänen ym. 1988). Pääkaupunkiseudun (Helsinki-Espoo) osuus koko kuormasta oli vuonna 1988 n. 3500 t (Pesonen ym. 1989). Turun ympäristön merialueelle ohjautui 1060 t typpeä, josta Turun kaupungin osuus oli 770 t (Jumppa­nen 1988). Muita huomattavia purkualueita, asukasmää­ristä riippuen ovat Kotka-Haminan, Porin, Oulun ja Kemi-Tornion edustat.

Rannikon yhdyskuntajätevesien typestä poistettiin v. 1987 (yli 200 asukkaan viemärilaitokset) 28 % (Mäkelä 1989). Käsittelytulos syntyi lietteenpoistossa or­gaanisena typpenä ilman erillisiä deni trifikaatio-

32

vaihei ta. Jäteveteen J aava typpi on lähes kokonaan epäorgaanisessa ammonium- ja nitraattimuodossa.

Lähitulevaisuuden puhdistamouudistukset ovat pitkälti sidoksissa Helsingin Komission (HELCOM 1988) suosituk­siin. Nämä koskevat eritoten typenpoistoa. Merialuei­den minimiravinnetekijöiden perusteella on typenpoisto tarpeellisinta etelärannikolla, jossa se aluksi tulisi kysymykseen lähinnä suurimmilla puhdistamoilla,

Helsingissä, Espoossa ja Turussa. Pelkästään näillä laitoksilla toteutettuna edellyttäisi HELCOM-suositus­ten mukainen vaatimattomimman tavoi tetason, 50 %: n kokonaistyppireduktion saavuttaminen 65 %:sta typen­poistoa kyseisten noin miljoonan asukkaan jätevesien käsittelyssä. HELCOM-suosi tusten voidaan toisaalta em. kaupunk.ien kohdalla, muut tavoitteet huomioiden arvioida edellyttävän typenpoistotehon nostoa 70 %:n tasolle vuoteen 2000 mennessä.. Tähän tähdätäänkin, mutta käsittelyvaatimuksia ja toteuttamisaikatauluja on varauduttava tarkistamaan tarpeen ja mahdollisuuk­sien mukaan (Mäkelä 1989).

Tarvittaessa voidaan mereen johdettava typpikuorma pudottaa lähimmän 15 vuoden kuluessa noin puoleen nykyisestä, mikä rannikon kaikkien viemärilaitosten keskiarvona edellyttää 55-60 %: n poistotehoa. Vielä 1990-luvulla kuormitusta ei kyettäne ainakaan merkit­tävästi pienentämään (Mäkelä 1989).

50 %: n leikkaus asumajätevesien typpipäästöissä Jaa s11s Suomen osa! ta odottamaan ensi vuosi tuhatta. Tilanne on toisaalta sama kaikkialla Pohjanlahden ja Suomenlahden Ruotsinkin kohdenne­taan Itämerellä Tukholman

Suunnitellut toimenpiteet tarkoittavat sitä, että esim. Helsinki-Espoo edustan kasviplanktonia ruokitaan 3500 tonnilla suoraan ravinnoksi kelpaavaa typpeä jokaisen vähintään kymmenen seuraavan vuoden ajan. Tällä hetkellä kuormitus näkyy kohonneina pitoisuuksi­na viemärien ulkosaariston reunassa olevien purkupaik­kojen läheisyydessä. Sensijaan kummankaan alueen rehevöitymisessä ei ole tapahtunut merkittävää muutos­ta (Pesonen ym. 1989). Helsingin tunneli (Katajaluodon eteläpuolelle) on tosin ollut toiminnassa vasta kolme vuotta eivätkä sen vaikutukset välttämättä ole vielä tulleet esiin. Tilanne on siellä kuitenkin mielen­kiintoinen. Varmaa on, että jätevesien typpi sidotaan nopeahkosti biomassoihin millaisten sekoit­tumi StJir()SE~SS tiedossa. t/a N, 1988) luulisi kuitenkin määrissä Vaikutus saattaa toisaalta jäädä vähäiseksi kin. Ulkosaariston kehitys on nimittäin jo ennen tunnelien ollut rehevyystason ja typpi­pitoisuuksien osalta nouseva (Pesonen yrn. 1989).

Katajaluodon edustalle johdettavien jätevesien rnahdol liset kumuloi tuvat vaikutukset tullevat paljastumaan

33

Helsingin edustan tehokkaan tarkkailun vuoksi. Kuormi­tuksen rehevöittävyys voitaisiin toisaalta selvittää erillisin tutkimuksin myös nopeammin. Tutkimuskohteena asumajätevesien typen vaikutuksista rannikkovesiin paikka olisi monella muotoa sovelias.

6.4 TEOLLISUUS

Teollisuuden suora rannikkovesiin kohdistuva typpi­kuormitus oli vuosina 1979-1983 keskimäärin 2700 t/v (Pitkänen ym. 1988). Valtaosa tästä tuli puunjalostus­ja metalliteollisuudesta. Kokonaiskuormitus on kuiten­kin aivan viime vuosina pudonnut 2000 tonnin tuntumaan johtuen osaksi Kokkolan metallitehtaan typpipäästöjen supistamisesta. Vuosikymmenen vaihteen 1000 tonnin arvoista ne olivat laskeneet lukuun 227 t vuonna 1988 ( Kalliolinna 1989). Paperi- ja massateollisuuden, jonka päästöt rannikkovesiin muodostavat n. 60 % kaikesta typpikuormituksesta, jakautuivat siten, että Pohjanlahdelle ohjautui hieman yli 900 t N (Cederlöf 1989) ja Suomenlahdelle n. 250 t N. Erillisinä alueina pahiten kuormitettuja olivat Oulu-Kemi ja Kotka-Hamina rannikkoseudut.

Teollisuudesta lähtöisin olevaa typpeä on lisäksi jokivesissä, etenkin puunjalostusteollisuuden kuormit­tamassa Kymijoessa. Siinä tosin tehtaiden jokeen laskemat n. 300 t N/v ovat kuitenkin vain viitisen prosenttia joen Suomenlahteen tuomasta kuormasta.

Massa- ja paperi teollisuuden tuotanto on kasvanut viime vuosina ja kasvun odotetaan jatkuvan edelleen. Samalla teollisuus on investoinut voimakkaasti biolo­giseen jätevedenkäsittelyynF lähinnä aktiivilietelai­toksiin. Niiden typenpoistoa tehostavaa vaikutusta ei ainakaan vielä ole havaittavissa. Päinvastoin, n1.1.n typpi- kuin fosforikuormi tuskin ovat viime vuosina olleet hiljalleen nousussa. Tämä johtunee tuotannon kasvusta ja siitä, että biologisten puhdistuslaitosten käytön alkuvaiheessa on usein ollut erityisesti ravinteiden annostelun ja biologisen toiminnan ohjai­lun kanssa ongelmia (Kiiskilä ja Kiuru 1989). Toi­saalta, typpipäästöjen pitäisi vuoden 1992 ennusteiden mukaan olla selvästi nykyistä pienemmät. Lasku val­kaistun sulfaattisellun osalta, joka on päätuote, olisi n. 15 %:n luokkaa (Noukka 1989).

Puunjalostusteollisuuden typpipäästöt suoraan rannik­kovesiin (n. 1150 t/a N) ovat vähäinen määrä (n. 1,5 %) kaikesta maalta tulevasta kuormituksesta. Pistemäi­sinä ja alueellisesti keski ttyneinä ne lisäävät kuitenkin purkualueiden typpimääriä huomattavasti. Metsäteollisuuden paneutuessa nyt ensisijaisesti orgaanisten klooriyhdisteiden ja muiden myrkyllisten aineiden vähentämiseen ja onnistuessaan tässä tullevat ravinnepäästöjen rehevöittävät vaikutukset resipien­teissä entistä selkeämmin näkyviin.

34

Kokkolassa Outokumpu Oy: n metalli tehtaan ja Kemira Oy:n lannoitetehtaan yhteiset typpipäästöt olivat 315 t vuonna 1988 ( Kalliolinna 1989). Yksi ttäiselle purkualueelle kohdistuvina nämä ovat teollisuuden aiheuttamista suurimmat. Lisäksi tehtaiden päästämät ravinteet ovat pääosin epäorgaanisessa muodossa (mm. ammoniumsulfaatti) ja siten suoraan perustuottaj ien käytettävissä. Tutkimusten (Alasaarela 1981) mukaan voimakkaan typpikuormituksen biologisia vaikutuksia rajoittaa kuitenkin merialueen fosforin niukkuus.

Selvimmin ravinnekuormi tuksen rehevöi ttävä vaikutus ilmenee lähinnä jätevesien välittömällä purkualueella. Siellä ovat vaikuttamassa myös fosforipäästöt lannoi­tetehtaal ta ja Kokkolan kaupungin jätevesistä. Toi­saalta Kokkolan edustan intensiiviasemalta (Repskär) mitatut a-klorofyllin pitoisuudet ovat koko Pohjanlah­den asemaverkoston suurimmat (Pitkänen 1989) mikä kertoo Kokkolan merialueen muita edullisemmista tuotanto-olosuhteista.

Rannikkovesien pistemäisistä teollisuuskuormittajista ovat maininnan arvoisia vielä Neste Oy:n öljynjalosta­mot Naantalissa ja Porvoossa. Edellisen päästöt olivat 122 t/a N 1987 (Jumppanen 1988) ja jälkimmäisen 85, 5 t/a N 1988 (Vesi- ja ympäristöhallitus 1988). Luvut vaihtelevat hieman vuosittain tuotantomäärien mukaan. Kumpikin laitos laskee jätevetensä alueille, joilla on runsaasti muutakin typpikuormitusta. Jalos­tamaj en päästöt ovat kuitenkin lähes yksinomaan ammoniumia mikä korostaa niiden rehevöittävää vaiku­tusta. Levätuotannon voimistuminen onkin havaittavissa kummankin laitoksen purkualueilla ( Jumppaneo 1988, Talsi 1987).

6.5 KALANKASVATUS

Kalankasvatus on viime vuosikymmeninä lisääntynyt rajusti. Tuotanto kymmenkertaistui 70-luvun alusta tämän vuosikymmenen puoliväliin tultaessa ja kasvu­vauhti näyttää viime vuosina yhä vain kiihtyneen (kuva 13). Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitoksen (RKTL) tilastojen mukaan Suomessa tuotettiin v. 1988 yhteensä 16,4 milj. kg kalaa. Tästä kirjolohta oli 16,2 milj. kg (99 %). Merialueiden osuus tuotannosta oli 12,9 milj. kg.

Nopeasti laajentunut kalankasvatus on tuonut mukanaan ~AJ,~41&p•~u~ näistä on

, j merialueilla on 5 (RKTL 1988), suoraan vesiin hukkarehun ja kalojen eri tteiden mukana joutuvat ravinteet Kuivarehun hävikiksi arvioidaan 1-5 % ja tuorerehun 10-30 % (Vesi- ja ympäristöhallitus 1988b) Lohikaloilla kuivaravinnon typestä kalabiomassaan sitoutuva osuus vaihtelee 20:sta 25:een prosenttiin (Vesi- ja ympäris­töhallitus 1988b, Folke ja Kautsky 1989). Loppu liukenee veteen tai laskeutuu syömättömän rehun ja

35

milj. kg . . .

16

14

0 12

E-4

z 10

~

E-4 8

0 6

0

E-4 4

2

1972 1976 1980 1984 1988 vuosi

Kuva 13. Kalanviljelylaitosten ruokakalatuotannon kehitys Suomessa (RKTL:n tilaston mukaan).

ulosteiden mukana pohjalle (kuva 14). Hukkaravinteista rehevöityvän vesialueen laajuus riippuu kasvattamojen sijainnista ja kunkin paikan virtausolosuhteista.

Virallisten lukujen mukaan merialueiden kalankasvatuk­sen aiheuttama typpikuorma oli v. 1988 arviolta lähes 1 300 tonnia. Yli 80 % tästä tuli Saaristomeren ja Ahvenanmaan osalle (Kaukoranta 1989). Tonnimäärä tarkoittaa sitä, että kalankasvatus on jo ohittanut metsäteollisuuden merialueita suoraan typellä kuor­mittavana teollisuudenhaarana. Päästöjen haitailisuut­ta korostaa se, että ravinteet ovat suurelta osin levätuotannolle optimaalisessa liuenneessa muodossa (ammoniakki ja urea) ja että kuormituksen huippu ajoittuu heinä-syyskuulle (Vesi- ja ympäristöhallitus 1988b) . Päästöjen suhteellinen osuus nousee lisäksi kesällä hyvin suureksi, koska alhaisista virtaamista johtuen ovat jokien tuomat ravinnemäärät pienimmil lään. Loppukesästä, jolloin liukoiset ravinteet ovat minimissään ja vedet kerrostunei ta ovat rehevöi ty misriski t myös pohjan mahdollisten happikatoj en vuoksi suurimmillaan.

Oleellista hai toissa on lisäksi tuotannon valtaosan sijoittuminen suppeahkoille alueille Saaristomerellä ja Ahvenanmerellä. Matalahkona ja osittain suljettuna on saaristoseutu herkkä veden tilan muutoksille. Laitokset ovat yleensä sijoitettu puhtaille vesialu­eille, jolloin pienetkin rehevöitymisen aiheuttamat muutokset näkyvät selvästi. Halosen (1985) kokoaman tiedon mukaan useimpien kalankasvatuksen kuormittamien merialueiden perustuotanta ilmensi lievää rehevyyttä, jotkut jopa eutrofiaa.

36

PELLETTIRUOKINTA N 100% p 100%

VIRRAT . N 1 3% p 66%

VEDENVAIHTO SEDIMENTAATIO

KALABIOMASSA N 2 5% p 2 3%

VETEEN LIUKENEMINEN

RAVINTEIDEN REGENERAATIO

Kuva 14. Ravinnetaseet lohikalojen verkkoallaskasva­tuksessa. Vain neljännes rehun typestä sitoutuu kalo­jen biomassaan ja yli 60 % liukenee suoraan veteen. Sedimentoi tuva osa muodostuu syömättä jääneestä rehusta ja kalojen ulosteista (Folke ja Kautsky 1989).

Näkyvimmin rehevöityminen on havaittavissa kasvattamo­jen läheisillä litoraalivyöhykkeissä. Niissä korkeam­pien kasvien sekä makro- että mikroskooppisten levien tuotanto usein moninkertaistuu (Vesi- ja ympäristöhal­litus 1988b). Virtapaikoilla kasvu näkyy eritoten pinnoille kiinni ttyneen kasvillisuuden ja levästön runsautena. Pohjan liettyminen ja eri kiinteiden pintojen (kasvit, kivet, kalanpyydykset) limoittuminen ovat osoitusta tästä.

Päällyskasvuston käyttökelpoisuutta kalankasvatuksen ravinnepäästöj en indikaattorina on myös tutkittu. Kustavin Ströömissä tehdyt kokeet (Leskinen 1985) osoittivat, että perifytonin kasvu oli sitä suurempi mitä lähempänä kalankasvatusyksiköitä oltiin. Altaiden lähellä se oli parhaimmillaan kymmenkertainen vertai lualueeseen nähden. Peri ilmens ten selkeästi kalanviljelylaitosten rehevöittävää vaiku­tusta (vrt. Tamminen ja Leskinen 1985, s. 22). Vastaa­vanlaisen tuloksen samalta alueelta saivat Mäkinen ja Aulio (1986) käyttäessään indikaattorina rihmamaista makrolevää Cladophora glomerata. Kummassakaan tutki­muksessa ei rehevöi tymistä kuitenkaan selvitetty ravinnekohtaisesti.

37

Ravinnekuormituksen vähentäminen

Kirjolohituotanton edelleen kasvaessa pyrkii se myös laajenemaan alueellisesti. Saaristomerellä parhaat kasvattamopaikat ovat jo käytössä, mutta muualta löytyy vielä tilaa. Mm. itäisen Suomenlahden Kotka­Pernaja välisellä rannikonosalla samoin kuin Peräme­relläkin on haussa uusia lupia (Kaukoranta 1989, suull. tiedonanto). Laajentumispyrkimykset Pohjanlah­della ovat osaksi johtuneet mantereen kuihtuvasta turkistarhauksesta, jolloin kirjolohenkasvatus on nähty korvaavana elinkeinona. Vaihtoehdon valinta on toisaalta ollut luonnollinen, koska mm. samoja rehun­tuotantoyksiköitä voidaan hyödyntää molemmissa elin­keinoissa (Hans-Göran Lax, Vavy 1989, suullinen tiedonanto).

Itämeren suojelusopimuksen mukainen 50 % vähennys vuoden 1988 kuormitustasosta ei onnistu pelkästään kasvattamojen sisäisin toimenpitein ( ruokinta-automaa­tio ja laitosten hoito) . Myöskään rehukerrointa ja rehun N-pitoisuutta muuttamalla ei päästä riittäviin vähennyksiin. Ainoastaan, jos uusia lupia ei myönnet­täisi vuoden 1988 jälkeen, saattaisi 50 % reduktio olla saavutettavissa (Kaukoranta 1989).

VYH:n vuoden 1989 suunnitteluohjelmaan sisältyy kalankasvatuksen ravinnetasemallin laadinta. Siinä pyritään selvittämään rehunkäytön, tuotannon ja kuormituksen välistä suhdetta. Vuoden 1989 aikana laaditaan myös uusi kalankasvatuksen valvontaohje, jossa otetaan kantaa keskeisiin kalankasvatusen vesiensuojelukysymyksiin. Tarkoituksena on mm. siirtyä kuormituspohjaisiin lupiin, joissa ravinnekuormituk­selle määrättäisiin raja-arvot. Menettelyn vesien­suojelullinen toimivuus riippuu kuitenkin vesioikeuk­sien hyväksynnästä.

6.6 TYPPILASKEUMA

Typen kokonaislaskeuma muodostuu ni traatti typestä, ammoniumtypestä ja orgaanisesta typestä. Ni traattia on n. 30 %, ammoniumia n. 40 % ja loput orgaanisia typpiyhdisteitä (Järvinen 1986). Ni traatti typen laskeuma on tasainen lähes koko vuoden. Ammonium­typellä taas on keväällä laskeumamaksimi ja myös syksyiset arvot ovat keskimääräistä korkeampia. Laskeumavaihtelut noudattavat päästöjen rytmiikkaa. Liikenteessä ja energiataloudessa, jotka ovat hapel­listen N-yhdisteiden päälähde, ovat päästöjen vuosit­taisvaihtelut huomattavasti pienemmät kuin maata­loudessa, josta taas valtaosa ammoniakista on peräi­sin.

Yhteiseurooppalaisen mallin ( EMEP) mukaan laskeuma määritetään hapettuneina ja pelkistyneinä typpiyhdis­teinä. Näiden summa vastaa kokonaislaskeumaa ja kummassakin on selvät gradientit eteläisen ja pohjoi­sen Suomen välillä (Tuovinen ym. 1989, kuva 15).

38

Suomen oma osuus kuormi tuksesta on hapettuneiden yhdisteiden osalta 16 % ja pelkistyneiden yhdisteiden osalta 29 %. Vastaavat luvut esim. Neuvostoliitosta tulevalle kuormitukselle ovat 20 % ja 39 % (Tuovinen ym. 1989). Neuvostoliitto onkin suurin typpilaskeumien aiheuttaja Suomessa. Sen vaikutus tuntuu eritoten Kaakkois-Suomessa.

Kuva 15. Suomessa vuonna 1985 (mg/m2 a N) (Tuovinen ym. 1989). a) hapettuneet N-yhd. b) pelkistyneet N-yhd.

Aikaisempien laskelmien mukaan Suomen sisävesien suora typpilaskeuma olisi vajaat 20 000 t/v (Anttila 1987). Tämän pohjalta voitaisiin arvioida, että rannikkovesiemme (aluevesirajan sisäpuolinen) typpi­kuorma ilmasta olisi suunnilleen samaa luokkaa. Alueellisesti kuormitus painottuu Suomenlahdelle, jolla koko vesialueen vuotuinen typpilaskeuma on 24 000 tonnia (HELCOM 1987).

EMEP-mallin laskeumakäyrien (kuva 15) pohjalta laskien määrä on hieman ehkä n 15 000 - 20 000 t

suuruusluokkaan Suomenlahden typensidonan kanssa (vrt. sivu 38).

tarkasteltaessa on kuitenkin huomattava, että ne ovat kaukokulkeumamallinsa reuna-alueella ja laskennallisesti eivät kaikkein luotettavimpia Mitatut arvot ovatkin esim. Virolahden ja Utön asemil­la (kuuluvat mallin havaintopisteisiin) olleet selväs­ti mallin lukuja suuremmat (Tuovinen ym. 1989) ( ks. alla).

39

Itämeren suojelukomission mukaan (HELCOM 1987) typen ilmalaskeuma Selkämerellä (Ahvenanmeri mukaan lukien) on 60 000 t ja Perämerellä 20 000 t vuodessa. Selkä­merellä määrä on yli puolet koko merialueen typpikuor­mi tuksesta ja se on huomattavan suuri verrattuna Suomenlahden laskeuma-arvoihin. Suuruuksien epäsuhta käy ilmi, jos tarkastellaan Tuovisen ym. ( 1989) käyriä ja merialueiden pinta-aloja (Asu o 1 Ase 1 = n. 1/2). Itämeren suojelukomission luvut, ollessaan oikeita Suomenlahden osalta tarkoittaisi vat käytän­nössä sitä, että Perämerelle täytyisi ilman kautta tulla Ruotsista ja muualta kuin Suomesta ja Neuvosto­liitosta huomattavia typpimääriä. Näin ei kuitenkaan muiden selvitysten (Schaug ym. 1988, Granat 1986, National Swedish Environment Protection Board 1989) mukaan ole ja toisaalta, koska tekijät (Tuovinen ym. 1989) itse pitävät malliaan Suomen todellisia las­keumia aliarvioivina (Nordlund 1989, suull. tiedon­anto), voidaan hyvällä syyllä olettaa, että Suomen­lahden arvot ovat liian pieniä ja Selkämeren määrät lähempänä oikeita. Todelliset arvot Suomenlahdella saattavat täten olla Virolahden ja Utön asemahavainto­jen mukaisesti reilusti Itämeren suojelukomission ja EMEP-mallin lukuja suuremmat.

Edellisen laskelmavertailun oikeellisuutta on toistai­seksi vaikea todistaa. Näyttää kuitenkin ilmeiseltä, että Suomenlahden typpilaskeumaa olisi nykyisellään aliarvioitu. Todellisten arvojen selvittäminen olisi rehevöi tymistutkimukselle yhtä lailla eduksi, kuin ilmaväli tteisen typpi tuonnin vaikutus yleensäkin. Happamalla, typpipi toisella sateella on Atlannin valtamerellä, USAn itärannikolla todettu erittäin selvä klorofyllipitoisuutta kohottava vaikutus (Paerl 1985, kuva 16).

i -4 E u

c: 0

CJ a

1 x-x-x- X

1984 Ju.ly

X

J\ 1

il \ x--x-X->

i August

l r

f 4 X

-1

~

x-x

1

\ X

X \ lt\ \ 11 X

1\l/ ')!

k

September

Kuva 16. Suurimpien ( > 1 mm/d) sateiden vaikutus a­klorofylli pi toisuuksiin USAn itärannikon (Pohjois­Carolinan) edustan vähätyppisessä merivedessä vuoden 1984 heinä-syyskuussa. Maalta tuleva vaiunta ja poh­j asedimenttien sekoi ttuminen eivät ole päässeet vaikuttamaan analyyseihin (Pearl 1985).

40

7 T Y P E N S I D 0 N T A

7.1 YLEISTÄ

Biologinen typensidonta tarkoittaa typpikaasun ( N2 )

muuntamista ammonium(NH4 + )-yhdisteiksi ja sitä kautta solujen aminohapoiksi. Typpeä sitovia organismeja elää sekä 'vapaina' että symbioosissa kasvien ja eläinten kanssa. Ne ovat joko autotrofisia tai hete­rotrofisia bakteereja. Vesistöissä tärkeimpiä ovat heterokystilliset planktiset sinilevät (syanobaktee­ri t).

Typen sidontaprosessista vastaa kahdesta pääkomponen­tista koostuva nitrogenaasi-entsyymi. Sen toiminta­keskuksina ovat rihmamaisilla, heterokystillisillä sinilevillä nimenomaan heterokystit. Niissä entsyymi on suojassa ulkopuoliselta hapelta. Entsyymi itsessään on erittäin herkkä hapen aiheuttamalle inhibitiolle.

Typensidonta eri puolilla vesiekasysteemejä vaihtelee suuresti. Monista paikoista ja tavoista on varsinai­siin typpitaseisiin todellista merkitystä useimmiten vain planktisella typensidonnalla. Järvissä sen intensiteetti kasvaa yleensä trofia-asteen myötä ja korreloi positiivisesti lähes poikkeuksetta typpeä si tovien syanobakteerien biomassan kanssa ( Wetzel 1983; Goldman ja Horne 1983). Rehevät järvet kukin­toineen saavatkin planktisesta sidonnasta yleensä eniten täytettä typpivarantoonsa. Karummissa oloissa vaikutus on normaalisti vähäisempi ( Howarth ym.

) kuvaa toisaalta se, että joissakin oligotrofisissa järvissä on sedi­menttien sinilevien todettu vastaavan jopa yli 30 % koko järven typpituonnista (Reuter ym. 1986).

Valtamerien typensidonnan intensiteetti on keskimäärin alhainen ja huolimatta sielläkin runsaahkojen kukinto­jen tavallisuudesta ja niissä paikallisesti korkeista sidotun typen määristä on typensidonnan vaikutus valtamerien typpituontiin reilusti alle 1 % (Howarth ym. 1988).

7.2 TYPENSIDONNAN SÄÄTELY

Koska typensidonta vaatii runsaasti energiaa, on omaaville smeille tehokas jestelmä, j , j käytettäviä typpiyhdisteitä kuten esim. nitraattia tai ammoniumia on saatavilla (Horne ja Goldman 1972, Dicker ja Smith 1980). Puhdasviljelmäkokeilla on mm. osoitettu, että sinilevä Anabaena flos-aguae menettää nopeasti suurimman osan nitrogenaasiaktiivisuudestaan siirettäessä typettömästä kasvualustasta ammoniumia sisältävään ( Ohmori ja Hattori 1974, Murray ym. 1983). Järviolosuhteissa, seuraamalla sekä nitraatti­että ammoniumpitoisuuksia, saman säätelyn ovat huoman­neet mm. Horne ym. ( 1979) . Ravinteisuuden vaikutus näkyy myös heterokystien lukumäärässä. Vuorion ym.

41

(1978) tutkimuksessa Helsingin edustalla heterokystien määrä suhteessa levärihmaston pituuteen kasvoi epäor­gaanisen typen pitoisuuksien laskun myötä. Lukuisissa tutkimuksissa on kuitenkin havaittu (kts. Paerl ym. 1981), että epäorgaanisen typen määrät ovat vain eräs, joskin merkittävä tekijä typensidonnan ohjaaja­na. Varsinkin merien rannikkoalueilla ja jokisuis­toissa on hydrologisilla tekijöillä voimakas vaikutus siihen biogeokemiaan, joka ohjaa typensidontaa (Ho­warth ym. 1988).

7.3 TYPENSIDONNAN MÄÄRITTÄMINEN

Yleisimmin käytetty menetelmä typensidonnan määrittä­misessä, asetyleenin pelkistys, perustuu nitrogenaasin kykyyn pelkistää sellaisia pienimolekyylisiä yhdistei­tä, joissa on kolmoissidos ( esim. N2 , HCN, C2 H2 )

( Ljones 1974). Asetyleeninpelkistys-menetelmässä näytteitä inkuboidaan asetyleenin kanssa, jolloin mikrobit muodostavat siitä etyleeniä, joka voidaan mitata kaasukromatografisesti (Stewart ym. 1968, Brill 1975). Menetelmä on periaatteessa erittäin herkkä, sillä yhden typpimaalin pelkistyminen vastaa teoreettisesti kolmen asetyleenimoolin pelkistymistä (Stewart ym. 1968) ja etyleenin pitoisuus voidaan mitata luotettavasti erittäin laimeana kaasuseoksena. Menetelmän soveltaminen eri versioissaan eri vesieko­systeemeihin on kuitenkin aiheuttanut sekavuutta ja tulosten tulkinnallisia vaikeuksia ( Flett ym. 1976; Graham ym. 1980; Capone ja Carpenter 1982). Kaikki tulokset eivät ole suoraan vertailukelpoisia. Lisäksi se, että menetelmä on epäsuora, koska asetyleeni ei ole nitrogenaasin luonnollinen substraatti, ja että näytteitä joudutaan usein huomattavastikin konsentroi­maan on otettava huomioon tuloksia tarkasteltaessa.

7.4 TYPENSIDONTA ITÄMERESSÄ

Itämeren ulappa-alueilla tilanne on päällisin puolin valtamerien kaltainen, mutta koko merialue ja sen jokavuotiset, melko säännölliset ja usein massiiviset typpeä si tovien sinilevien esiintymiset ( Pouchet ja de Guerne 1885, Häyren 1921, Rinne ym. 1978, Htibel ja Htibel 1980) vaikuttavat mahdollisesti huomattavassakin määrin koko meren typpitaseeseen. Tässäkin suhteessa Itämeri on ainutlaatuinen vesialue maailmassa. Onkin arvioitu, että typensidonta vastaa n. 10: tä % koko sen typpi tuonnista ja olisi siten karkeasti samaa luokkaa kuin Itämereen suoraan laskettavilla asuma­ja teollisuusjätevesillä (Larsson ym. 1985). Suomen­lahdella, jossa Suomen merialueiden typensidonta lähes yksinomaan tapahtuu (Rinne ym. 1981), on typen­sidonta viimeisimpien tietojen (Niemistö ym. 1989, Skakalsky 1988, Pitkänen ym. 1988) pohjalta arvioiden korkeintaan viidesosa jätevesien aiheuttamasta suoras­ta kuormituksesta.

42

Itämeren typpeä sitovien !evien esiintymisen katsotaan johtuvan pääasiassa pintavesien alhaisesta N/P-suh­teesta. Epäorgaaninen typpi kuluu tuotantokaudella ylimmistä vesikerroksista valtaosin loppuun, jolloin pienetkin fosfaatin pitoisuudet ( 0, 3-0,5 pmol/1) edistävät typensi toj ien kasvua (Niemistö ym. 1989) . Kokeellisesti tämän kukinnan valtalajien alhaisesta N/P-suhteesta saavuttaman kilpailuedun ovat osoitta­neet mm. Tamminen ym. (1985). Ravinnemanipulaatioin todettiin, että Tvärminnen merialueen pintaveden typpeä sitova plankton reagoi pelkkään fosfaattiin lähes yhtä paljon kuin fosfaatin ja ammoniumin yhteis­lisäyksiin.

Otollisimmat olosuhteet typensidonnalle syntyvät yleensä heinä-elokuussa, jolloin lämpötilan harppaus­kerros on jyrkkä ja ravinteiden kulkeutuminen alusve­destä ylöspäin estynyt. Jos tällainen tilanne jatkuu riittävän kauan, kuluvat myös hajotuksesta syntyvät ravinteet (alle analyysitarkkuuden) ja sinile­vien mahdollisuudet paranevat entisestään. Kumpuamis­ten tai muun voimakkaan sekoittumisen osuminen tällai­seen ajankohtaan horjauttaa ravinnetasapainoa alhaisen N/P-suhteen suuntaan, jolloin, säiden vielä seuratessa tyynenä ja aurinkoisina olosuhteet sinilevien valta­kasvustoille ovat valmiit. Tästä Itämeren yleisil­meestä on selkeä poikkeus Perämeri, jossa fosfori on kasvun minimitekijänä sekä Selkämeri, jossa kumpikin ravinne yhtälailla rajoittaa tai edistää kasvua kesän tuotantokautena (Pitkänen ym. 1988). Perämeren kor­keasta typpi/fosfori suhteesta johtuu, että siellä ei ole tavattu ollenkaan typpeä sitovien sinilevien kukintoja (Alasaarela 1979, Rinne ym .. 1981). Selkämerelläkin aivan osia lukuunottamat­ta ne ovat harvinaisia (Rinne ym. 1, Lindahl ja Wall määrät ovatkin mitättömiä ja Selkämerellä ne jäävät parhaim­millaankin alle 5 % koko typpituonnista (Lindahl ja

1985

7.5 TYPENSIDONNAN VALTALAJIT

Itämeren typensitojien massaesiintymissä on valtala­jeina kolme murtovesille tyypillistä sinilevää; Aphanizomenon flos-aquae, Nodularia spumigena ja Anabaena lemmermannii. Kaks mainittua ovat tavallisimmat ulappa-alueiden kukinnoissa (Rinne ym. 1981), joskin esiintyy runsaasti myös rannikon ym. 1989). Kukintala-j iston koostumus alueellinen jakauma neen vuodesta toiseen melko samanlaisena 70-luvun

on varsinaisen keskisissä ja pohjoisissa osissa samoin kuin Suomenlahdellakin (Niemistö ym. 1989) . Kukintojen volyymia lisää se, että eri lajit viihtyvät eri vesikerroksissa, jolloin keskinäistä kilpailua fosforista ei synny (Niemistö ym. 1989). Lisäksi sinilevillä on varastoida soluihinsa huomattavia

43

määriä fosforia (Whitton 1973), jota ne pystyvät hakemaan syvemmistä ravinnepitoisimmista kerroksista. Mm. Aphanizomenonia on tavattu runsaasti tuottavan kerroksen alaosasta ja jopa 50 m syvyydestä (Rinne ym. 1979).

Nodularian kukintoj a on havaittu etupäässä heinä­elokuussa ja se näyttäisikin oleva Aphanizomenonia riippuvaisempi korkeammista veden lämpötiloista (Nie­mistö ym. 1989). Vedenkukan syntypaikoilta rannikko­vesiin ajautuneena tavataan Nodulariaa vielä elokuun jälkeenkin (esim. Sivonen ym. 1989a).

Edellä mainittujen kolmen 1 uonteenomaisen lajin lisäksi on massaesiintymisissä tavattu myös muita sinilevälajeja, kuten Microcystis aeruginosaa ja Oscilatoria agardhiita (Niemi 1988, Sivonen ym. 1989a). Kumpikaan näistä ei sido typpeä. Molempia, ~- aeruginosan ollessa vielä tyypillinen makean veden laji, pidetään eutrofian ilmentäjinä (Tikkanen 1986). Monien tutkijoiden mielestä sinilevien kukinnat ovat yleistyneet ja runsastuneet viime vuosikymmeninä. Tämä olisi eräs tekijä osoittamassa Itämeren rehevöi­tymistä (esim. Melvasalo ym. 1981). Havaintotilastojen puuttuessa asia jää kuitenkin vaille varmistusta.

7.6 TYPENSIDONNALLE OTOLLINEN N/P-SUHDE

Itämeren typensitojien kasvua suosivan N/P-ravinnesuh­teen eräs perimmäinen syy on merialtaan hydrografias­sa. Vettä vaihtuu Tanskan salmien kautta, joissa virtaa vähäsuolaista murtovettä ulospäin ja runsas­suolaista merivettä sisäänpäin. Suunta riippuu mete­orologisista olosuhteista Pohjanmeren-Itämeren alueel­la (Kullenberg 1981). Suolaisemmasta vedestä Itämeren pohjalle kertynyt vyöhyke pidättää tehokkaasti pinta­kerroksista sinne vajaavien ja hajoavien partikkelien sisältämät ainekset. Virtaukset halokliinin läpi ovat hyvin hitaita, joten pohjakerroksista on muodostunut eräänlainen sinne joutuneiden aineiden varasto. Typpi tosin karkaa suureksi osaksi deni trifikaatiossa syntyvänä typpikaasuna (Rönner 1983), mutta fosfori jää, osin sedimentoi tuen, lähes kvanti tatiivisesti jäljelle.

Halokliinin alapuolinen runsaasti fosforia sisältävä vesi paasee kuitenkin sekoi ttumaan kumpuamisten yh­teydessä pintakerroksiin, jolloin fosfori on uudelleen planktonin käytettävissä. Erityisen voimakkaita kumpuamiset ovat silloin, kun Tanskan salmien läpi työntyy tavallista enemmän vettä Pohjanmereltä. Suolaisempana se ohjautuu Itämeren pohjalle. Mitä isommista vesimassoista on kyse sitä suurempaan liik­keeseen joutuvat Itämeren pohjavedet ja sitä enemmän halokliinin häiriintyminen näkyy varsinaisen Itämeren ja siihen suorassa yhteydessä oleva Suomenlahden rannikkoalueilla (Mälkki ja Tamsalu 1985). Lisäksi talviaikana, kun pintavesistä puuttuu terminen kerros­tuneisuus, riittää, että suolaiset pohjavedet tunkeu­tuvat vain halokliinin (n. 60 m:n syvyydessä) läpi,

44

jolloin niiden ravinteet sekoittuvat vapaasti koko yläpuoliseen vesimassaan.

7.7 MIKRORAVINTEET JA NITROGENAASI

Nitrogenaasi-entsyymin molemmat pääkomponentit sisäl­tävät rautaa ja toinen molybdeenia. Tämä on saanut tutkijat selvittelemään myös kyseisten ionien esiinty­misen ja saatavuuden vaikutusta typensidontaan (esim. Shah ym. 19 84, Wurtsbaugh ja Horne 19 83 ) . Raudan lisäyksillä onkin typensidontaa saatu kiihdytettyä järvikokeissa (Wurtsbaugh ja Horne 1983).. Kukinnan eteneminen näkyi vastavuoroisesti rautapitoisuuksien selvänä alenemisena. Molybdeenin vaikutusta typensi­dontaan on tutkittu myös Itämerellä. Howarth ja Cole (1985) totesivat alustavissa kokeissaan, että pienet molybdaattilisäykset tehostivat planktonista typensi­dontaa. Tutkijat olivat kuitenkin varovaisia tulkin­noissaan ja aikoivat toistaa kokeensa. Jatkotuloksista ei ole tietoa. Raudan ja molybdeenin orgaanisen aineksen kanssa herkästi muodostamien kompleksien uskotaan Itämeressä pitävän molempien ionien pitoi­suudet riittävän korkeina runsaillekin leväkukinnoille (Howarth ym. 1988). Molybdeenimäärityksiä ei Itämeres­tä ole juurikaan tehty, mutta rautaa tiedetään vedessä olevan esim. val tameripi toisuuksiin verrattuna run­saasti, suodatetuista näytteistä laskien noin tuhat­kertainen määrä ( = 2-10 mg/m3 ) ( Grasshoff ja Voipia 1981, Gordon ym. 1982).

7.8 HAITALLISET LEVÄT

Leväkukinnoissa veteen si toutuvien typpimäärien ohella on biomassoilla myös välittömiä ympäristöllisiä vaikutuksia Rantavesiin ja rannoille aj autuessaan levälautat 'likaavat' kaiken eteensä sattuvan. Vaiku­telma on pahimmillaan hajoaruisprosessien käynnistyt­tyä. Epäesteettisyyttä ja suoranaisia taloudellisia vahinkoja väheksymättä merki tyksellisempiä ovat kuitenkin levien aiheuttamat terveydelliset haitat. Erilaisten pienempien ärsytys- ja allergiareaktioiden lisäksi joidenkin sinilevien tuottamat toksiinit ovat vakava terveydellinen riski sekä vesien hyöty- että virkistyskäyttäjille. Eläimet vettä juodessaan ovat myös erityisessä vaarassa.. Suomessa tutkituista kukinnoista lähes puolet on osoittautunut taksisiksi (Sivonen ym. 1989b). Rannikkovesistä eristetyt myrkyl­liset lajit ovat olleet lähes yksinomaan Nodularia spumigenaa (Sivonen ym. 1989a).

ollut Kukinnat ja tietoisuus virittäneet keskustelua

na1n myös typpikysymys on saanut kaipaamaansa julkisuutta. Levi en tapauksessa keskustelun ulottuvuus tosin on ollut yhtäkuin ne haitat, jotka mahdollisesti toteutettavista puhdista­moinvestoinneista kenties syntyvät. On esitetty, että typpeä jätevesistä poistamalla aiheutetaan meriveteen typensi toj ia suosi vammat olosuhteet, jolloin levien

45

kasvu eliminoisi puhdistamisesta saatavan hyödyn. Tällaiset ajatukset ovat puhtaasti spekulatiivisia ja yksinkertaistavat etenkin rannikkovesien osalta tilannetta vahvasti. Yhtälailla ne heijastelevat sitä kokonaisvaltaisen tiedon puutetta, joka typpiasiaa edelleenkin vaivaa.

7.9 LEVÄESIINTYMÄT JA TULEVAISUUS

Vaikka ravinteiden määrät ovat Itämeressä lisääntymäs­sä, on niiden vaikutusta typensitojien massaesiinty­misten tiheyteen vaikea arvioida. Kunnollisia tilasto­ja leväkukinnoista ei ole ja toisaalta tiedetään, että kukintoj a on esiintynyt myös viime vuosisadan puolella ( Pouchet ja de Guerne 1885). Mielenkiin­toista onkin seurata tämän hetkisen, ennätyksellisen kauan jatkuneen Itämeren stagnaatio-tilan purkautumis­ta seuraavan Tanskan salmien läpi tapahtuvan suuremman sisäänvirtaaman jälkeen (Wulff ym. 1986). Nykyinen 'rauhallinen' kausi on noin kolme kertaa pitempi kuin keskimäärin ( ICES 1988), joten odotettavissa olevat leväongelmat saattavat olla yhtä lailla moninkertai­sia.

8 D E N I T R I F I K A A T I 0

8.1 YLEISTÄ

Deni trifikaatiolla tarkoitetaan typen oksidien, tavallisimmin ni trii tin ja ni traatin pelkistymistä kaasumaisiksi tuotteiksi kuten typpikaasu ( N2 ) ja typpioksiduuli (N2 0). Yleisesti hyväksytty reaktioket­ju on seuraava (Payne 1973):

Prosessi on irreversiibeli, joten se poistaa typpeä systeemistään. Luonnossa siihen pystyvät vain baktee­rit. Lajeja on useita ja niitä tavataan sekä maa­että vesiekosysteemeistä. Yhteistä niillä on kyky käyttää typen oksidej a elektroninsiirtoketj unsa päätemolekyylinä molekulaarisen hapen asemesta. Prosessi ei siedä happea, joten denitrifiointi baktee­reilla on mahdollista vain hapettomissa tai hyvin niukkahappisissa olosuhteissa. Muut edellytykset reaktiolle ovat pelkistettävien oksidien (nitraattija nitriitti) ja hapetettavan orgaanisen aineksen (ener­gialähteen) saatavuus.

Nitraatin pelkistyminen typpikaasuksi vaatii ainakin kolmea entsyymiä. Parhaiten tunnettu niistä on prosessin aloittava nitraattireduktaasi, joka sisältää mm. rautaa ja molybdeenia. Ni traattireduktaasin synteesiä säätelevät nitraatin saatavuus ja ympäristön happipitoisuus.

Deni trifikaatiolla on ekologisia ja geokemiallisia vaikutuksia sekä makean että suolaisen veden ekosys-

46

teemeille. Sen myötä osa orgaanisesti si toutuneesta typestä siirtyy kaasufaasiin ja palautuu siten takai­sin ilmakehään. Deni trifikaatiota on esiintynyt kaikissa tutkituissa joki-, järvi- ja rannikkovesi­ekosysteemeissä (Seitzinger 1988). Ilmiö on tehokkain­ta sedimenteissä, koska niissä eloperäistä ainetta on runsaasti, hapettomat kerrokset tavallisia ja nitrifi­kaatio (NH4 ->N03 ) nopeaa.

8.2 DENITRIFIKAATION MÄÄRITTÄMINEN

Denitrifikaatiota on määritetty monilla eri menetel­millä.. Useimmat niistä ovat Tämä johtuu osittain siitä, että typpikaasun pitoisuudet ilmake­hässä ja veteen liuenneena ovat niin suuret, että N2 pitoisuuksien nousua on vaikea määrittää. Onkin käytetty paljon tasemääri tyksiä. Niissä lasketaan systeemiin ulkoapäin tulevan ja siitä poistuvan typen määrä ja erotus otaksutaan denitrifikaatioksi. Määri­tystapa eri osatermeineen sisältää paljon virhelähtei­tä ja sillä voidaankin arvioida vain denitrifikaation suuruusluokkaa. Tasetutkimukset eivät myöskään anna kuvaa denitrifikaation tapahtumapaikasta eikä pro­sessia kontrolloivista tekijöistä. Usein toistettuna sillä voidaan karkeasti arvioida kunkin systeemin (esim. järvi, joki) denitrifikaation määrää.

Denitrifikaation mittaaminen luonnossa tapahtuu helpoimmin esim. keräämällä sedimenteistä vapautuvat kaasut ja analysoimalla typpikaasun pitoisuudet joko in situ tai laboratoriossa. Samaa menetelmää voidaan soveltaa myös inkuboinneissa. Suorana menetelmänä sen etu on, että inhibii ttorei ta ei tarvita eikä menetelmä itsessään muuta ni traatti-tai on kontaminoi tuminen ilmakehän typellä varsinkin, jos näytteet käsitellään laboratoriossa.. Nämä ongelmat ovat ym. (19 ) mukaan helpoh­kosti voitettavissa.

Eniten käytetty menetelmä perustuu reaktioketjun katkaisemiseen in jälkeen. Asetyleenin on nimittäin todettu (Balderstone ym. 1976) ehkäisevän N2 0:n pelkistymisen typpikaasuksi, jolloin edellisen pitoisuuksien kasvun oletetaan kertovan denitrifikaa­tion suuruuden Suosiostaan huolimatta asetyleeni­inhibi tio menetelmä ei ole saa-vuttanut kaikkien hyväksyntää. Hynes ja Knowles ( 1978) arvostelivat sitä, koska nitrifikaatiota, jolloin den ni traatin

en van pelkistysreaktion epätäydellisen siten liian alhaisia tuloksia.

arvoista otaksuivat

aiheutta­inhibi tion ja

Deni trifikaatiota saadaan arvioitua myös N03

->N2

pelkistysreaktioiden entsyymiaktiivisuuksista. Ainakin (Jones 1979) ja typpiok-

47

siduulireduktaasia (Miller ym. 1986) on määritetty. Menetelmän heikkoutena on se, että yhden entsyymiak­tiivisuuden tunteminen ei anna täyttä kuvaa koko prosessista. Yhtä lailla vaillinaiseen tulokseen on jääty nitraatin kulumista seurattaessa (Christensen ja Sörensen 1986, Hordijk ym. 1987). Mikrobien kyky pelkistää ni traatti vain ammoniumiksi ja toisaalta käyttää nitraattityppeä solun rakennusaineiksi (assi­milaatio) olivat mahdollisesti antaneet denitrifikaa­tiolle liian suuria arvoja.

Koko pelkistysketjun seuranta häiriintymättömässä kohteessa on ollut vaikeaa. Useiden tutkijoiden kritiikki varsinkin sekoitetuilla sedimenttinäytteil­lä tehtyihin kokeisiin on varmastikin ollut paikal­laan. Kuten esim. Oremland ym. ( 1984) totesivat, kokeet todellisuudessa edustavat vain deni trifi­kaatiota kyseisissä koeolosuhteissa ja tulokset prosessin potentiaalia luonnossa.

Uusinta analyysitekniikkaa edustavat mikroelektrodi­menetelmät (Revsbech ja Jörgensen 1986) viimeisimpänä niistä yhdistelmämikroelektrodi (Revsbech ym. 1988), jolla pystytään samanaikaisesti seuraamaa sekä hapen että typpioksiduulin pitoisuuksia häiritsemättä kohdettamerkittävästi. Christensen ym. (1989) osoitti­vatkin menetelmää käyttäen, että heidän tutkimiensa j okisedimenttien deni trifikaatio rajoittui syvyyk­sien 0,7 mm ja 4,8 mm väliin reaktiokerroksen paksuu­den riippuessa yläpuolisen veden ni traattipi toisuu­desta, ja että hapekas kerros ulottui vain n. yhden millimetrin syvyyteen.

Mikroelektroditekniikoiden etu on, että ainevirtoja pystytään seuraamaan entistä pienemmissä tiloissa. Denitrifikaation tutkimisessa tämä on erityisen tärke­aa, koska ni traatin mikrobiologinen pelkistyminen tapahtuu hapettomassa tilassa ja nitrifikaatio, johon edellinen useimmin oleellisesti liittyy vaatii vastaavasti happea. Christensenin ym. (1989) kaltaiset mikroympäristöihin ja niiden välisiin vuorovaikutuk­siin liittyvät tutkimukset tullevatkin yleistymään lähivuosina ja niiden myötä denitrifikaation kokonais­kuva selkeytynee oleellisesti. Samalla monet tähänas­tisista tutkimuksista joutunevat uuden tarkastelun eteen.

8.3 DENITRIFIKAATIOON VAIKUTTAVAT TEKIJÄT

Denitrifikaatioon vaikuttavat päätekijät ovat pelkis­tettävän aineen ( ni traatti) ja energialähteen ( or­gaaninen aines) saatavuus, happipitoisuus ja jossain määrin lämpötila ja pH.

Denitrifikaatio ei käynnisty ellei ympäristöstä löydy ni traattia. Ni traatti taas on useinkin pera1sin orgaanisen aineksen hajotustoimin- nasta, joka puoles­taan happea kuluttaen luo lopulliset edellytykset denitrifikaation synnylle. Lämpötila säätelee hape­tuksen ja pelkistyksen reaktionopeuksia.

48

Seitzingerin (1988) kokoaman tiedon mukaan lämpötilan nousu yleensä nopeuttaa deni trifikaatiota. Pelkän lämpötilan vaikutusta on kuitenkin vaikea eritellä, koska myös nitrifikaation nopeus ja liuenneen hapen pitoisuus ovat lämpötilasta riippuvaisia. Denitrifi­kaatioaktiivisuutta on havaittu ainakin alueella +3-+650 C ( Sei tzinger ym. 1984 ja Nommik 1956). Hieman alkaalisia olosuhteita (pH 7,0 - 8,0) pidetään opti­maalisina (Knowles 1982), mutta reilusti happamasta (pH 3,5) ja emäksisestä (pH 11,2) denitrifikaatiosta on myös havaintoja (Cady ja Bartholomew 1960 ja Pra­kasam ja Loehr 1972).

Pohj alietteissä, J 01ssa valtaosa deni trifikaatiosta tapahtuu (Seitzinger 1988) nitraatti on peräisin joko yläpuolisesta vesikerroksesta, sedimentin nitrifioitu­neista ammoniumyhdisteistä tai pohjavedestä. Hajotus­toiminnasta syntynyttä ni traattia on yleensä eniten (Seitzinger 1987, Jenkins ja Kemp 1984, Vanderborght ym. 1977). Jokien tapauksissa deni trifikaatio voi käyttää jäte- ja vaiuntavesien ni traattej a suoraan (Smith ym. 1985, Caffrey ja Day 1986). Itse vesiker­roksessa tapahtuva deni trifikaatio voi olla myös merkittävää. Rönner ja Sörensen ( 1985) totesivat Itämerellä, että denitrifikaation määrä kasvoi syvyy­den myötä ja halokliinin alapuolisessa, syvempien osien hapettomassa vedessä kaikki nitraatti, nitriitti ja typpioksiduuli pelkistyivät denitrifikaation kautta typpikaasuksi.

Vaikka denitrifikaatio prosessina on täysin anaerobi­nen, ei tämä tarkoita sitä, etteikö ympäristössä voisi olla jonkin verran happea. Jörgensen ym. (1984) ja Trevors (1985) havaitsivat denitrifikaatiota

merisedimentissä että maaperässä ja Christensenin ym. (1989) mikroelek­trodit paljastivat vähäisen aktiivisuuden aivan pohja­lietteen ja kerroksen rajapinnas­sa. Happipitoisuudessa >20 pM deni trifikaatio estyi täysin. Tämä pitää yhtä Chanin ja Campbellin (1980) ja Rönnerin ja Sörenssonin (1985) tutkimusten kanssa. Heidän havaintojensa mukaan denitrifikaation edelly­tyksenä oli n. 0, 2-0,3 mg/1 0

2 tai sen alle olevat

pitoisuudet.

Koska pohjalietteiden denitrifikaatio on merkittävästi sidoksissa nitrifikaatioon (esim. Jenkinsin ja Kempin ( 1984) mukaan erään suistosedimentin 15 N leimatusta ammoniumista 99% muuttui 1 5 N0

3- : n kautta 1 5 N2 : ksi),

krii ttiseksi äksi muodostuu ni traatin diffun­to tum Diffuntoi tumismatkoille antaa jonkinlaista kuvaa Jenkinsin j denitrifik toisistaan.

fikaation ja apahtumakohtien etäi sille

Heidän saamansa luku, n. 80 pm sop11 yhteen Christen­senin ym. (1989) tulosten kanssa. Mittakaava mahdol­listaa myös denitrifikaation esiintymisen orgaanista ainesta sisältävien flokkien sisällä ( Kaspar ym.

49

1985). Christensenin ryhmän johtopäätös oli, että sedimenttien hapekas pintakerros muodostaa esteen ni traatin tunkeutumiselle deni trifikaatiovyöhykkee­seen, ja että heidän tutkiruissaan jokisedimenteissä saattoi hapellisen kerroksen paksuus olla tärkein deni tri fikaatiota rajoittava tekijä. Samanlaisen havainnon oli tehnyt Smethie ( 1987) vuonotutkimuk­sessaan.

Sellaisissa vesialtaissa, J01Ssa pohjakerrokset ovat hapettomat, muuttuvat olosuhteet sedimentin denitrifi­kaatiolle mikäli hapettoman ja hapellisen kerroksen rajapinta heilahtelee. Shaffer (1979) oletti tällaisen redoxkliinin vaihtelun toimivan eräänlaisena pumppume­kanismina, joka tehostaa ni traatin tunkeutumista sedimenttiin (kuva 17). Deni trifioivien bakteerien ohella mekanismista hyötyvät myös ni trifioivat or­ganismit, jotka hapettomassa vaiheessa saavat tarvit­semaansa ammoniumia.

Floderus ( 1989) tutki pohjalietteiden sekoi ttumista vesikerroksiin ja tämän vaikutusta typen kiertoon Ruotsin länsirannikolla. Hänen mukaansa denitrifikaa­tio-ni trifikaatio yhteys oli tehokkain silloin, kun sedimentti sekoi ttui. Tätä taas edistivät oleelli­sesti sedimenttiainesten lyhytaikainen ja nopea siirtyily paikasta toiseen. Tähän vaikuttivat eniten pohjan läheiset virtaukset syvällä ja tuuli- ja kerrostuneisuusolosuhteet matalammassao Varsinkin ranta-alueilla sekoitus saattoi kiihdyttää denitrifi­kaatiota erittäin merkittävästi. Kuvan 18 p11rros kertoo Floderuksen tutkiman Laholmin lahden lietepat­j oj en muodostusperiaatteista eri vuodenaikoina ja kuva 19 Håkansonin ja Floderuksen ( 1985) samalta lahdelta neljänä eri ajankohtana määri ttämät mm. leväkukinnoista peräisin olevaa orgaanista ainesta sisältävät lietealueet.

a.

Kuva 17. Ni traatin ja ammoniumin oletettu pumppume­kanismi redoxkliinissa (Shaffer 1979~.

Floderuksen (1989) mukaan toinen sedimenttejä sekoit­tava merkittävä tekijä oli pohjaeläinten toiminta. Biologisen sekoituksen typpikiertoa tehostavan vaiku­tuksen olivat panneet merkille myös Henriksen ym. (1980), Chatarpaul ym. (1980) ja Sayama ja Kurihara (1983).

JANUARY

APRll..

JULY

50

PRODUCTION WAVE BLANKET BASE RETENTION

TIME

DEEP NOMUD BLANKETS

I-llGH SHALLOW LONG

LOW SHALLOW NO MUD BLANKETS

I-llGH DEEP SHORT

R Organic-rich mud

ACCUMULATION TI!.ANSPORTATION EROSION E.J Organic-rich nepheloid layer

Kuva 18. Kaaviokuva lietepatjojen synnystä eri vuo­denaikoina Laholminlahdella (Floderus 1989).

Yhtä lailla Enoksson ja Samuelsson (1987) päättelivät pohjaeläinten puuttumisesta aiheutuvan hapettomuuden johtavan denitrifikaation hidastumiseen, koska kuten myös Jenkins ja Kemp ( 1984) olivat todenneet hapen loppuessa nitrifikaation estymisestä muodostuu rajoittava tekijä.

Edellä kuvattujen seikkojen lisäksi on selvitelty myös deni trifikaation riippuvuutta mm. sedimenttien hapetus-pelkistysasteesta (Jones 1979) ja sulfidipi­toisuudesta (Miller ym. 1986). Molempien muutokset ovat kuitenkin sidoksissa happipi toisuuksiin, joten niillä sinällään ei ole ratkaisevaa merkitystä. Sulfidilla saattaa toisaalta olla vaikutusta asetyleeni-inhibitio menetelmään estäen itse inhibiti­on ja aiheuttaen liian pieniä deni trifikaatioarvoj a (Tam ja Knowles 1979 , S~rensen ym. 1987).

Suolapitoisuuden merkityksestä on olemassa havainto (J~rgensen ja S~rensen 1985), että denitrifikaation osuus orgaanisen aineen hapetuksessa vähenee murto­vesipitoisuuksista suolaisempaan siirryttäessä. Itse denitrifikaatioprosessiin suolapitoisuus ei vaikutta­nut. Twilleyn ja Kempin (1987) tutkimuksessa Chesa­peake lahdella , jossa käytettiin nitraatin kyllästys­pi toisuuksia, maksimaalinen deni trifikaatio ( D a X )

oli kääntäen verrannollinen suolapitoisuuteen (r!= 0.65).

51

Samalta lahdelta oli toisaalta havaintoja ( Kemp ja Boynton 1984, Ward ja Twilley 1986), että keskimääräi­set nitraattipitoisuudet olivat yhtä lailla kääntäen suhteessa suolapitoisuuteen.

l.vko 47

!

i

1

1 !

i l ic\_ ! :Oo 1

lvko

1

1 i

1

' 1 1

!

1 tp. Kuva 19. Lietealueet neljänä eri ajankohtana Laholmin lahdella (Håkanson ja Floderus 1985).

Raudallakin voi olla merkitystä. Sct>rensen (1982) totesi, että nitraattia pelkistävät bakteerit voivat siirtyä käyttämään rautaa elektroniakseptorinaan mikäli Fe+ 3 pitoisuudet sedimenteissä ovat suuret ja nitraattia on vähän. Lisäedellytyksenä on sedimen­tin orgaanisen aineksen runsaus. Tämä saattoi olla osasyynä Chesapeake lahdella havaittuihin alhaisiin denitrifikaationopeuksiin (Twilley ja Kemp 1987).

8.4 DENITRIFIKAATION NOPEUS JA SEN MERKITYS

Tämän hetkisen tietämyksen perusteella on selvää, että vesien rehevöitymisen vastavaikuttajana denitri­fikaatio on merkittävä ilmiö. Osaksi sen ansiosta merialueiden ravinnetyppeä on niukalti ja siitä johtuen perustuotanta rajoittunut. Deni trifikaation olemassaolo tuntuu toisaalta herättäneen liiallista toiveikkuutta prosessin kaikkivoipaisuudesta. Mitään osoitusta siitä,että denitrifikaatio automaattisesti tasapainottaisi tai kuormi tusten verran vähentäisi vesien typpipitoisuuksia ei ole olemassa. Typen määrät ovat hiljalleen kasvussa myös aikaisemmin luonnnontilaisina pidetyissä ja välittömän kuormi­tuksen ulkopuolisissa vesissä.

52

Denitrifikaation merkitystä luonnossa voidaan arvioi­da, mikäli systeemiin tulevan ja siitä poistuvan typen maara tunnetaan. Näin on ollut vain hyvin harvassa tapauksessa. Seitzinger (1988) kokosi kyseis­tä tietoa raj aten sen vielä niihin tutkimuksiin, joissa deni trifikaatio oli nimenomaan kokeellisesti määritetty ja sen jälkeen suhteutettu kuormitusarvoi­hin (taulukko 1).

Taulukko 1. Denitrifikaation merkitys vesisysteemei­hin tulevan typen poistajana. Mukana vain tutkimuksia, joissa deni trifikaatio on kokeellisesti määri tetty. Typpituonnin yksikkö (N input): pmol m- 2 h- 1 N (Seit­zinger 1988 .

N input removed by Location N input denitrification (%)

Lakes ELA 227t 3,200 1.4 Kvind s0t 1,327 7 Bryrup Langs0t 690 25 Arres0 81 14 Okeechobee 46 9...:23 Mendotat 45 36

Rivers Potomat 632 35 Delaware 1,452 20

Estuaries Tejo estuary 516 45 Delaware Bay 213 46 Ochlockonee Bay 174 43 Narragansett Bay 112 50 Baltic Sea 25 40 Baltic Sea 25 55 Four League Bay:f: 20

Taulukossa kiinnittyy huomio jokisuistojen typpihävik kien (40-50 %)suhteellisen pieniin keskinäisiin eroi­hin. Tämä oli sikälikin hämmästyttävää, koska tutkit­tujen alueiden kuormitus, vesien nitraattipitoisuudet ja virtaamaolosuhteet olivat hyvin erilaiset. Tulos deni trifikaationa kuormi tusten suhteen on esitetty kuvassa 20.

300~-------------------------------------~

~

1 .s::::.

250

('.1 200 1 E z 150

0 E ::l,

('.1

z

TEJO ESTUARY.

BAY

• OCHLOCKONEE BAY

e NARRAGANSETI

O G BAL TIC SEA

0 200 400 600

N lnput. ~moi N m- 2 h- 1

800

Kuva 20. Jokisuistojen denitrifikaation suhde typpi­kuormaan (Seitzinger 1988).

53

Twilley ja Kemp (1987) totesivat tutkiessaan Chesa­peake lahteen laskevan kahden joen sedimenttejä, että minkä tahansa lietenäytteen deni trifikaatio oli riippuvainen yläpuolisen veden nitraattipitoisuuksis­ta.

Twilleyn ja Kempin alustava typpitase lahdelle osoitti 40%: n hävikkiä ni traatti typelle ja vastaavasti 20% kokonaistypelle. Tutkijat olivat varsin tietoisia selvityksensä puutteellisuuksista, mutta näkivät työnsä kuitenkin järkevänä pohjana valittaessa kohtei­ta jatkotutkimukselle.

Rannikkovesien ravinnetaloudessa näyttelevät tärkeintä osaa jokien mukanaan tuomat ainekset. Typen laatu niissä on paljolti riippuvainen kuormituslähteistä. Suistoihin päätyvä typpi joutuu matkallaan osaksi mukaan ravinneketj uihin ja saattaa olla. muuttanut olomuotoaan useaankin kertaan.. Osa typestä poistuu denitrifikaation myötä.

Suistosedimenttien deni trifikaatiosta on mainittu edellä, mutta myös joissa itsessään esiintyy huomatta­vaa typen hävikkiä. Sei tzingerin ( 1988) tekemässä yhteenvedossa (taulukko 1) esiintyi vain kaksi jokea, joiden laskettu N-hävikki oli 20% ja 35%. Denitrifi­kaatiota on kyllä tutkittu jokioloissa enemmänkin esim. Chatarpaul ym. (1980), Hill ja Sanmugadas (1985), Christensen ym. (1989), mutta tasemäärityksiä niissä ei ole tehty.

Ainetaseisiin perustuvia jokien puhdistuskyvyn arvioi­ta on olemassa useitakin. Mm. Jansson ym. ( 1986) laskivat kolmen Etelä-Ruotsin maatalousalueiden läpi virtaavan joen typpihävikkejä. Tuloksena oli, että n. 1/3 peltomaiden typpihuuhtoutumista ei koskaan pääty­nyt mereen.

Denitrifikaatio oli suurinta kesäkuukausina saavuttaen parhaimmillaan yli 90%: n tason. Typen poistuma oli myös sitä suurempi mitä enemmän sitä joutui jokiin. Tulokset olivat sopusoinnussa Fleischerin ym. (1982) saman tyyppisillä joilla tekemiin arvioihin.

Mielenkiintoisen, kuormitukseen liittyvän denitrifi­kaatiotutkimuksen tekivät Admiraal ja van der Vlugt ( 1988) • He selvittivät Hollannissa juomaveden varasto­altaan ( 0, 6 km2 ) , johon vesi otettiin Rein joesta, typpitapahtumia. Altaaseen puropattavan jokiveden typpipitoisuus oli hyvin korkea, keskimäärin n. 4 mg N/1. Varastoinnin aikana pitoisuus laski kuitenkin 1-2 mg:an N/1, josta laskettu denitrifikaationopeus oli 15-49 g N/m2 /v. Arvoissa tapahtui hyvin vähän muutok­sia 7 vuoden tutkimusjakson aikana. Tutkijoiden mukaan muunlainen hävikki ei voinut altaan rakenteesta johtuen olla merkittävää. Luvut ylittävät aikaisem­min mainittujen järvien ja jokisuistojen deni trifikaa­tiot monin kertaisesti.

Sedimenttien ja vedessä tapahtuvan deni trifikaation määräsuhteita ovat vertailleet Shaffer ja Rönner

54

(1984). Koko Itämerta koskien valtaosa (80-90%) typpikaasusta muodostui ranta-alueiden sedimenteissä ja loput halokliinin alapuolisessa vähähappisessa vesikerroksessa. Nitraatti jälkimmäiseen oli peräisin halokliinin ni trifikaatiosta, josta turbulenttiset virtaukset kuljettivat suurimman osan siitä alaspäin niihin kerroksiin, joissa denitrifikaatiota esiintyi.

Vuodenaikaisia ja alueellisia vaihteluja tutkiessaan Jensen ym. (1988) totesivat, että matalien (15 m) vesien sedimenttien denitrifikaatio oli sitä suurempi mitä enemmän orgaanista ainesta sedimentoitui pohjal­le. Keväisen tuotantohuipun jälkeen arvot olivat suurimmillaan.

8.5 DENITRIFIKAATION VAIHTOEHTOREAKTIO

Ni traatin pelkistyminen ammoniumiksi, deni trifikaa­tiolle reaktio tapahtuu hapettomissa olosuhteissa ja säilyttää typen systeemissä. Tätä dissimilatorista typen pelkistystä tapahtuu hapetto­missa runsaasti orgaanista ainesta sisältävissä sedi­menteissä ( Tiedje ym. 1982). Rönner ja Sörensson (1985) eivät kuitenkaan pystyneet osoittamaan merkit­tävää ammoniumin tuotantoa Itämeren syvänteissä. Kokeellisesti prosessi saatiin käyntiin lisäämällä hiilen lähdettä (glukoosi). Tutkijoiden mielestä tämä osoitti, että esim. Itämerellä ravinne ja orgaanisen aineen kuormituksen kasvaessa typpi saattaa kertyä systeemiin ammoniumina mieluummin kuin poistua denit­rifikaation kautta.

8.6 LOPUKSI

Denitrifikaatioon vaikuttavat tekijät tunnetaan pääpiirteittäin. Uusien analyysi tekniikoiden myötä kuva tulee lähiaikoina selkenemään.. Ongelmia tosin riittää vielä vaikutusmekanismeissakin, mutta analy­tiikan parantuminen mahdollistaa tarkempien tasemalli­en teon, jolloin pohdinnan voidaan siirtää ekasysteemitason kysymyksiin.

Vaikka deni trifikaation merkityksestä ekasysteemi­tasolla valli tseekin jo tietty yksimielisyys, on kokeellisesta denitrifikaatiotutkimuksesta toistai­seksi ollut vähän hyötyä puhdistuvuuslaskelmille ja varsinkaanpuhdistustarpeidenmäärittelyille. Periaat­teessa rehevöi tymisseuranta voitaisiin hoitaa aine­taseisiin mutta tuskin kovin lähellä on se aika

voidaan luotettava-na osalta edelleenkin on että milloin, missä ja missä määrin kuormi tetut alueet itsessään poistavat typpeä ja mitkä tekijät siihen vaikuttavat.

, Tamminen ( ) asian ilmaisee, 'ekasysteemimallien kuvaavuus ja analyyttisyys raj oi t­tuu peruuttamattomasti siihen ajalliseen ja tilavuu­delliseen mittakaavaan, josta malli on kehitetty'.

55

9 S U 0 M E N J A M U I D E N I T Ä M E R E N R A N T A V A L T I 0 I D E N T 0 I M E T J A S 0 P I-M U K S E T T Y P P I P Ä Ä S T Ö J E N V Ä H E N T Ä-M I S E K S I

Typen kokonaismäärien alentamista jätevesistä ei vaadita tällä hetkellä Suomessa. Ainoastaan ammonium­typen poisto ( =hapetus ni traateiksi) on ohjelmassa joillakin kunnallisilla puhdistamoilla.

Lähivuosien tärkein rannikkovesiemme typpiravinteita koskeva päätös on Itämeren suojelusopimukseen liittyvä velvoite HELCOM RECOMMENDATION 9/2 (1988). Se on suositus, jonka mukaan typpipäästöjä on vähennettävä 50 %:lla vuoteen 1995 mennessä. Kunkin osapuolen on aluksi mahdollisimman nopeasti ollut käynnistettävä tutkimus- ja arviointityö, jotta viimeistään kolmen vuoden kuluessa saataisiin perusta typenpoiston omille suosituksille. Huomioitavat tavoitteet esim. yhdyskun­tajätevesien osalle ovat:

I) 12 mg/1 N tai 50 %:n reduktio II) 8 mg/1 N tai 75 %:n reduktio

Suomen omassa Vesiensuojelun tavoiteohjelmassa vuoteen 1995 (Ympäristöministeriö, 1988) edellytetään yhtä lailla, että typen poiston tarve ja mahdollisuudet on selvitettävä ja toimiin ryhdyttävä mikäli vesistöjen typpikuormista aiheutuvat haitat niin vaativat. Kansallinen ohj elmamme on yhtenevä pohjoismaisen ministerineuvoston viimeisimmän toimenpideohjelman (Nordisk åtgärdsplan mot förorening av den marina miljön, utkast 9/1989) kanssa.

Itämeren maista Tanska ja Ruotsi ovat omaksuneet muita ti ukemman linjan typpiasiassa. Molemmilla on jo meneillään mittavat ohjelmat asumajätevesien typen­poiston tutkimiseksi ja toteuttamiseksi. Perimmäisenä syynä aktiivisuuteen ovat olleet vakavat oireet eteläisen Itämeren, Tanskan salmien ja Kattegatin merialueiden rehevöitymisestä tällä vuosikymmenellä. Erääksi tärkeimmäksi syyksi on todettu nimenomaan typpiravinteet. Tanskan, joka on Itämeren piirissä toiminut typenpoiston tiennäyttäjänä, erityisongelmana on ollut maatalous. Sen typpipäästöihin puuttuminen vaati käytännössä myös kunnallisten jätevesien typpi­määrien rajoittamista ( Harremoes 1988). Samalla päätös oli mitä suuremmassa määrin ulospäin suunnattua yrnpäristöpolitiikkaa. Tanskan osuushan koko Itämeren ja Pohjanmeren välisen vesialueen ravinnekuormitukses­ta on pieni. Tanskan ja Ruotsin projektien erot näkyvät kenties selvimmin puhdistamotasolla. Tanska­laiset ovat alunperin rakentaneet laitaksiaan typen­poistoa silmälläpitäen, kun taas myöhemmin aloi tta­neessa Ruotsissa joudutaan nykyisiä puhdistamoj a sovittamaan typenpoistolle sopiviksi.

Tanskan kansallisen vesiensuojeluohjelman mukaan yli 15 000 asukkaan vanhoilta ja yli 5000 asukkaan uusilta jätevesilaitoksilta vaaditaan suurimmaksi puhdistetun jäteveden typpipitoisuudeksi 8 mg/1. Tämä merkitsee

56

keskimäärin 60 %:n typenpoistoa kaikilta kunnallisilta jätevedenpuhdistamoilta. Nykyinen suunnitelma ulottuu vuoteen 1992 ja sen edistymistä arvioidaan vuonna 1990 tehtävän väliraportin pohjalta.

Vesiensuojelusuunnitelman mukaiselle tutkimukselle on varattu määrärahoja n. 60 milj. kruunua vuosille 1988-1991. Suuri osa summasta käytetään typen ja fosforin poistoa koskevaan tutkimukseen (Valve 1989). Sitä harjoittavat sekä yksityiset yritykset että julkiset laitokset sekä että erikseen. Vuoden 1989 lopussa typenpoisto on oleva käytössä yli 60 jätevesi­laitoksella, joiden yhteinen asukasvastineluku on n. 2 miljoonaa (PARCOM WG Nut 4/3/1 1989). Vuosien 1989-1994 välisen ajan puhdistamoinvestointien arvioidaan kohoavan 6, 2 miljardiin kruunuun ( Kristensen ja la Cour Jansen 1989).

Tanskalaisten elma on ollut varsin kunnianhimoinen eikä sen toteuttaminen ole kaikilta osin edennyt suunnitelmien mukaan. Mm. Köpenhaminan suurella keskuspuhdistamolla on ollut vaikeuksia typenpoistotavoitteiden saavuttamisessa (Mäkelä 1989) .

Ruotsin ohjelma on aluepainotteinen. Tavoitteena on toteuttaa 50 %:n typpireduktio (jäännös 15 mg/1 N) v. 1992 menessä niillä yli 10 000 avl jätevesilaitoksil­la, jotka sijaitsevat alle 20 km:n päässä rannikosta sen herkimmin pilaantuvilla alueilla. Isompia laitok­sia rajoitukset koskisi vat tarvittaessa myös kauem­panakin. Muilla, ei Tukholman pohjoispuolisilla rannikkoalueilla 50 %: n typenpoisto olisi käytössä v. 199 5 mennessä Investointien lasketaan maksavan 1,5 mrd kruunua vuotuisten käyttökustannusten ollessa 200 kruunua (Wulff 1989) Asiaan liitty-vien olla aloitettu syksyyn 1989 mennessä 40 laitoksella kaikkien yhden koskies­sa biologista (Naturvårdsverket, 1989). Projektissa on kuntien osuus n. milj . kruunua. Lähinnä korkeakouluissa suoritettavalle perustutkimuk­selle suunnitellut määrärahat ( 4 vuotta, alkaen v. 1990) ovat 10-14 milj. kruunua (Wulff 1989, henkilö­koht.. ) Kunnallisen ohella on Ruotsissa keskusteltu samanaikaisesti myös suurista panostuksista maa- ja metsätalouden ravinnepäästöjen vähentämiseksi.. Investointien summat liikkuvat 7-8 miljardissa ja vuosittaisten kulunkien 1-1,5 miljar­dissa kruunussa (Wulff 1989).

ohella 1

Itämeren reunaval tiaista vain telmissa on

Action Programme 19 mg/1

laitoksilla.. Jatkossa, tekni en kehittyessä on samat laitokset tarkoitus varustaa denitrifikaatiop­rosessein. Koetoiminta jälkimmäistä varten on aloitet­tu kesällä 1989 (WGS 12/5/3 1989).

Suomessa on edetty vesiensuojelun tavoiteohjelman mukaisesti. Tämä on alku typenpoiston tarpeen

57

selvittämiselle. Lisäksi ympäristöministeriönohjeiden mukaan ollaan vesi- ja ympäristöntutkimuslaitoksessa tutkimassa yhdyskuntien jätevesien typenpoistoteknii­koita. Kaikkiaan on vesi- ja ympäristöhallinnon sekä kuntien kautta ollut käytettävissä typenpoiston ja sen vaikutusten tutkimiseen vuonna 1989 n. 400 000 mk.

Aikaisemmat tutkimukset ovat ensisijaisesti tähdänneet ni trifikaatioon ja typenpoisto on ollut kuvassa mukana etupäässä laitosten käyttötalouden parantamiseksi (Valve 1989). Helsingin kaupunki jatkaa vuonna 1987 aloi ttamiaan täyden mitan typenpoistotutkimuksiaan Kyläsaaren jätevedenpuhdistamolla. Osa kokeista tehdään Suomenojan tutkimusasemalla yhteistyössä Espoon kaupungin kanssa. Myös Turun j ätevedenpuhdista­molla on selvitelty denitrifikaatioprosessin soveltu­vuutta (Valve 1989).

Vesi- ja ympäristöhallituksen mukaan mereen j ohdettava yhdyskuntien typpikuorma voidaan tarvittaessa pudottaa lähimmän 15 vuoden kuluessa noin puoleen nykyisestä. Rannikon kaikkien viemärilaitosten keskiarvona se edellyttää 55-60 %:n poistotehoa. Vielä 1990-luvulla kuormitusta ei kyettäne ainakaan merkittävästi pienen­tämään. HELCOM-suositukset 9/2 edellyttäisivät paikka­kuntakohtaisesti mm. Helsingin, Espoon ja Turun keskuspuhdistamojen poistotehon nostamista 70 %:n tasolle (Mäkelä 1989).

10 J 0 H T 0 P Ä Ä T Ö K S I Ä

Typen rnerki tys rannikkovesien rehevöi tymisessä on hankala aihe. Sellaiseksi sen tekee ennen muuta hämäryys typenkierron tapahtumien kokonaiskuvasta. Hyvinkin tunnettujen osaprosessien yhteensovittaminen on vaivalloista, kun tekijöistä tai niiden kertoimista joku puuttuu. Tästä syystä yleiset keskustelutkin lienevät saaneet vahvan spekuloinnin maun. Suosittu polemisoinnin kohde on ollut varsinkin typpikuormitus. Ajatus 'poliittisesta huutokauppatavarasta' on tullut helposti mieleen.

Tuntuisi kuitenkin siltä, että aivan na1na aikoina typpi tietämys olisi harppaamassa melkoisen askeleen eteenpäin. Vähiten tätä tuntemusta eivät ole synnyttä­mässä ne plankton- ja ravinnedynamiikkaan liittyvät tutkimukset, joita Suomenkin rannikkovesistä on paraikaa valmistumassa. Asian edetessä jää yhä paljon tehtävää. Todellisten ravinnesaastutusten paljastuminen taannee kuitenkin sen, että typpiasia ei jää jatkossa vaille huomiota eikä tutkimusresursse­ja.

Seuraavassa on ki teytymiä aihekohtaisesti niistä seikoista, joita tässä selvityksessä on typpiprosessi­en vaikuttimina noussut esiin. Monet ajatuksista ovat yhtä tuoreita kuin niitä muovannut vastikään julkis­tettu tutkimustietokin.

58

Denitrifikaatio

Tutkimukset denitrifikaation suuruudesta eri vesissä ovat antaneet hyvin vaihtelevia tuloksia. Kaikissa tutkituissa joki-, järvi- ja rannikkovesiekosystee­meissä sitä on kuitenkin todettu. Tehokkaimmillaan se on ollut sedimenteissä. Suomen vesialueilta ei mittauksia eikä arvioita ole tehty.

Deni trifikaation tarkka alueellinen mittaaminen on toistaiseksi mahdotonta. Tekninen valmius pienten kohteiden analysoinnissa ei ole vielä laajennettavissa tai nopeutettavissa siinä määrin, että luonnonolosuh­teissa esiintyvä vaihtelu pystyttäisiin aluekohtaises­ti riittävän tarkasti selvittämään.. Virtauksista johtuvat pitoisuuksien muutokset ja pohj alietteiden erilaisuus mm. ovat esteenä laajemmille arvioille. Suomen rannikkovesialueet ovat lisäksi monimuotoisuu-dessaan mitä tutkimuskohde.

Suomea lähimmät deni trifikaatiotutkimukset ovat (toistaiseksi) keskisel tä Itämereltä ja Etelä-Ruotsis­ta ja Tanskasta. Suomen vesistöjä ajatellen ne ovat yhtä kaukana kuin mitkä tahansa muutkin. Typpimallien laadinta omissa vesissämme onnistuu vain täältä hanki tuilla tiedoilla. Niiden korvaaminen taseiden jäännöstermillä ei voi olla perusta rehevöitymiskehi­tyksen arvioimiseksi ja lähi tulevaisuuden puhdis­tamotoimenpiteistä päättämiseksi. Kokeellista tiedon­hankintaa tarvitaan.

Deni trifikaation merki toisaalta Silloin kun

ajatellen ei pidä väheksyä. -poistuma ovat

jäännös­denitrifikaatiota.

on suurin ja hanka­lasti täytettävä aukko koko Suomea koskevassa typpi­tietoudessa. Aukon paikkaaminen edes jossain muodossa olisi mitä pikimmin. Viivyt­telystä aiheutuva haitta kohdistuu ensisijaisesti rannikkovesi tutkimukseen.

Typensidonta

Keskustelun merialueen sitovista sinilevistä ja niiden aiheuttamista ongelmista Suomessa voi hyvällä syyllä sanoa lainehtivan samaan tahtiin kuin Suomenlahden Joka kesä ja leviä joka vuodelta roista j Kiinnostus aiheeseen kasvanut, mikä kertonee lisääntyneestä valveutuneisuudesta ympäristöasioissa sekä en esille terveysriskeistä. Vilkastunut on lisännyt kukin-tahavaintojen määrää ja sitä myöten myös asian julki­suutta.

59

Rehevöitymisestä, levien massaesiintymisistä ja typenpoistosta keskusteltaessa varsinkaan julkisessa sanassa ei aina välttämättä ole tehty selkoa rantave­sissä tavattavien levälauttoj en alkuperästä. Ero rannikon ravinteikkaissa vesissä syntyneiden ja ulappoj en ravinneköyhistä vesistä peräisin olevien leväkasvustojen välillä on jäänyt epäselväksi. Alan tutkijoille ero on selvä, mutta yleistä keskustelua puute on ollut omiaan harhaanjohtamaan. Sensijaan asiantuntijoillekaan ei ole selvää, mikä vaikutus typpikuormituksen vähentämisellä on typensidontaan. Lisääntyisivätkö typensitojien massaesiintymät muiden kustannuksella ja näin 'korvaisivat' muun typpituon­nin, vai näkyisikö vaikutus ollenkaan. Ajatus tasapai­nottavasta typpi tuonnista on sinällään johdonmukainen, koska pintavesien fosforivaranto täydentyy joka tapauksessa sedimenteistä ja alusvesistä käsin. Se yksinkertaistaa kuitenkin tapahtumia liikaa. Viime vuosina esiintynyt vaihtelu leväkukintojen määrissä samoin kuin todetut vuosiarvojen moninkertaiset erot typensidonnassakin osoittavat, että planktondynamii­kassa on vielä paljon selvittämättömiä tekijöitä.

Typensidonnan tehokkain kausi ajoittuu loppukesään. Tuolloin epäorgaanisen typen pitoisuudet termokliinin yläpuolisessa vedessä ovat hyvin alhaalla ja pintave­den lämpötila korkeimmillaan. Kukintoja alkaa esiin­tyä, silloin kun niitä yleensä tavataan, melko sään­nöllisesti heinäkuun toisen ja kolmannen viikon tienoilla. Tämä viittaisi etenkin esiintymiskaudeltaan lyhyemmän Nodularia spumigenan kohdalla selvään riippuvuuteen korkeammista ( >15 co ) lämpötiloista. Laboratoriokokeet tukevat tätä havaintoa (Sivonen 1989, suull. tiedonanto). Toista valtalajia, Aphanizo­menon flos-aguaeta tavataan taas myös myöhään syksyl­lä, joten se ei vaadi yhtä korkeita lämpötiloja. Periaatteessa sitä voisi siis esiintyä myös aikaisem­min kesällä, aikana jolloin ravinnetilanne kevään romahduksen j älj il tä on typensidonnalle otollinen. Miksi näin ei ole, on vielä tutkimatta. Eräs mahdolli­nen osaselitys saattaisi piillä valaistustekijöissä. Eri levälajeilla on fotopigmentit, jotka reagoivat parhaiten kukin omalle valon aallonpi tuudelleen. Valaistusaloilla (veden värillä) saattaa siten olla merkitystä valtalajiston muotoutumisessa (Kuosa 1989, suull. tiedonanto).

Rehevöitymisen ja toisaalta typenpoiston vaikutuksia typensidontaan on mahdoton nykyisen taustatiedon pohjalta ennustaa. Puuttuvan tiedon takia myös asian pohdiskelu ja päätelmien tekokin ovat tavallaan hyödyttömiä. Jäljelle jää vain joukko peruskysymyksiä, kuten:

-Rehevöityisivätkö ulappavedet nykyisen kehityksen jatkuessa siinä määrin, että typensidonta laantuisi oleellisesti tai kokonaan? -Lisääntyisikö typensidonta typpikuormitusta vähennet­täessä? -Jos typensidonta lisääntyisi, niin korvaisiko se muun kuormituksen aleneman?

60

-Näkyisikö muutokset typensidonnassa myös levämyr­kyissä?

Typensidonnan analytiikassa asetyleeninpelkistyksen käytön yleisyys muihin verrattuna johtuu välineistön ja reagenssien yksinkertaisuudesta, menetelmän no­peudesta ja tulosten toistettavuudesta. Etujen taus­talla piilee kuitenkin j aukko epävarmuustekijöitä (Smith 1982), jotka kaikki juontuvat siitä, että asetyleeni ei ole nitrogenaasin luonnollinen subst­raatti. Mm. analyysikaasujen, asety1eenin, etyleenin ja typen liukoisuudet veteen ovat erilaiset ja niiden yhteisvaikutus näytteen mikrobistoon on epäselvä. Myöskään muunnos (moolisuhde 1/3) ei liene kaikille pelagiaalisillekaan typensi toj ille täysin sama. Toisaalta näytteitä joudutaan usein konsentroimaan, joskus jopa yli 100-kertaisesti, mikä aiheuttaa voimakkaan muutoksen mikrobien laj istosuhteessa (nanoplankton poissa) sekä mikrobien ja veden liuen­neiden aineiden välisissä suhteissa. In vitro-menetel­mä ei myöskään huomioi planktonin epätasaista jakautu­mista näytteenottopaikoilla.

Edellisenkaltaiset seikat ovat kyllä hyvin tutkijoiden tiedossa, mutta niitä harvemmin korostetaan taselas­kelmia esi tettäessä. Nykyisillä merialuekohtaisilla typensidonta-arvioilla on analyysien harvalukuisuu­desta johtuva tyypillinen epävarmuustekijänsä, mutta yhtälailla menetelmien sisäänrakentuneet virhelähteet on syytä tuntea. Niidenkin aiheuttamat virheet saatta­vat olla kertaluokkien suuruisia.

Levätoksiinit

Terveydellisiä vaaratilanteita aiheuttavat sinilevien toksiinit ovat allisesti, paikalli­sesti, lajistansisäisesti ja laadullisesti vaihteleva ilmiö (Codd ym. 1989, Sivonen ym. 1989b). Itse myrkky­tutkimuksen kannalta tilanteen tekee entistä monimut­kaisemmaksi se, että niitä muodostuu muillakin levillä kuin syanobakteereilla. Sinilevillä toksiinej a taas tavataan sekä typpeä sitovilla että typpeä sitomatto­milla lajeilla. Syyt myrkkyjen muodostumiseen ovat kuitenkin vielä selvittämättä.

Ravinteiden ja sinilevätoksiinien yhteyksiä ollaan kuitenkin jo selvittämässä. Suomessa tilastot myrkyl­listä leväesiintymistä ja samanaikaisista vesistöjen ravinnepi toisuuksista ovat toistaiseksi johtopäätösten tekoon riittämättömät, joten asiaa on lähestytty laboratoriossa ravinnemanipulaatiokokein. Alustavissa testeissä on ärvestä ria agardhii sinileväkannalla todettu siinintuotanto lisättäessä ni traattia kasvualustaan (Sivonen 1989, suull.tiedonanto). Fosforiravinteella ei vastaavaa tapahtunut. Sama asia kävi ilmi Coddin ja Poon (1988) päinvastaisella, ravinteita vähentäväl­lä koejärjestelyllä. Toksiinin muodostus lakkasi, kun kasvatusalustasta poistettiin typpi.

61

Ravinnetypen myötä muuttuvat toksiinipitoisuudet eivät sinällään ole yllättäviä, koska toksiinit ovat typpeä sisältäviä amiinej a. Havainnot antavat kuitenkin selvän viitteen niistä prosesseista, joihin tutkimusta on ohjattava. Ravinneproblematiikkaan ollaan paneutu­massa nyt myös Suomessa.

Vaikka levätoksiinien ja ravinteiden välisistä yhteyk­sistä onkin osoitusta, niin täysin hämärän peitossa on ilmiön mikrobiekologinen puoli. Toistaiseksi ei tiedetä mikä merkitys toksiineilla on leville itsel­leen. Saavutetaanko niillä mahdollisesti jokin etu lajienvälisessä kilpailussa? Toksiinien synteesiin liittyvä prosessi kuluttaa joka tapauksessa energiaa, joten !evien itsensä kannalta sillä on jokin tietty tarkoitus.

Typpilaskeuma

Ilmasta rannikkovesiin suoraan tai välillisesti tulevan typpikuorman rehevöittävää vaikutusta kaikessa laajuudessaan ei voida toistaiseksi määrittää. Las­keuman typpiyhdisteet ovat valtaosin epäorgaanisessa muodossa, joten vesimikrobisto sieppaa ne nopeasti käyttöönsä. Laskeuman määrä vaihtelee toisaalta satei tten volyymista ja huomattavasti myös niiden laadusta riippuen (Bremer 1987). Tämä saattaisi näkyä etenkin ulapoilla epäorgaanisen typen pi toi­suuksien hetkellisenä kohoamisena. Kokonaisuuden kannalta tällainen vaihtelu ei kuitenkaan ole merkit­tävää. Lähes kaiken ilmatuonnin typen sitoutuessa joka tapauksessa nopeasti ravintoverkkoon on tärkeämpää olla selvillä alueellisista kokonaislaskeumista.

Suomen merivesien kannalta eniten selvitettävää tällä hetkellä on Suomenlahden typpilaskeumissa. Mikäli laskeuma-arvot osoittautuvat kokonaisuudessaan laskel­mia suuremmiksi, korostuu ilmakuormituksen merkitys aikaisempaan nähden. Toisaalta mahdollisten suurem­pienkin laskeuma-arvojen vaikutus varsinaisille rannikkovesille lienee vähäinen. Se pei ttynee muun kuormituksen alle.

Typen ilmalaskeuma-arvoissa on huomattavasti tarken­tamisen aihetta. Tarkemman tiedon saaminen vaatii kuitenkin havaintoverkon laajentamista ja/tai lasken­tamallien oletettujen virheiden korjaamista. Eri asia on, onko todellisen kuormituksen tietämyksellä oleellista merkitystä rannikon lähivesien parantami­seksi tehtäville toimenpiteille. Maalta vesien mukana tuleva kuormitus on ennen muuta saatava vähenemään. Koko Itämerta ja varsinkin keskistä Itämerta ajatellen typpilaskeumalla on aivan toinen painoarvo. Toisaalta, ilmapäästöihin myös Suomelle merki tyksellisimpien lähteiden osalta ollaan jo puuttumassa. Tämä näkynee ennenpitkään myös laskeumissa. Julkisuudessa esiinty­neiden tietojen mukaan päästöjen rajoittamiseen tähtäävät ohjelmat on laadittu niin tiukoiksi kuin mahdollista.

62

Kuormituksista

Maatalous. Maatalouden typpipäästöistä Suomen rannik­kovesiin tunnetaan suuruusluokka ja tärkeimmät kuormi­tusajankohdat ja -alueet. Tietojen täsmentäminen on tietenkin tarpeellista, mutta oleellisinta itse kuormituksessa on sen erottaminen luonnonhuuhtoutumas­ta. Tämä on jo sikälikin tärkeää, että ilman alkutason määrittelyä ei HELCOM-suosi tusten noudattaminen ja sen tuloksellisuuden seuranta ole mahdollista (Latos­tenmaa ja Valpasvuo-Jaatinen 1989).

Muu puuttuva tieto (=typpipäästöjen ympäristövaikutuk­set) on samaa, joka puuttuu kaikesta muustakin typpi­tutkimuksesta. Ekologiseen puoleen, itse vesistöjen rehevöi tymisen perusprosesseihin maatalous ei siten välttämättä tarvitse erillistä tutkimusta. Kuormi­tusarvioiden suuruus huomioiden pitää maatalouden painoarvo kuitenkin näkyä rannikkovesi tutkimuksia suunniteltaessa.

Kalankasvatus. Kalankasvatuksen ympäristöhaittoihin ollaan vakavasti paneutumassa. Mm.uusin kalankasvatus­ta koskeva vesiensuoj elullinen toimenpideasetus on astunut voimaan marraskuussa 1989. Sen mukaan tietyn rehunkäytön tai kalan lisäkasvun vuodessa ylittävien laitosten on tehtävä ennakkoilmoitus ympäristövi­ranomaisille ennen perustamistaan.

Rajoitukset ja tehostunut kontrolli eivät kuitenkaan vielä pitkään aikaan estä suurien ja todennäköisesti kasvavien ravinnemäärien joutumista rannikkovesiin. Karkaavien typpiravinteiden rehevöi ttävä vaikutus tiedetään käytännössä muista yhteyksistä ( esim. Tamminen 1983), mutta typpisidonnaiset tuotantomuutok­set en vesialueilla ovat paljo! ti tutkimaton seikka.. Vastaavasti pohj asedimenttien denitrifikaation selvittäminen verkkoaltaiden lähei­sissä lietepatj , joissa jos missään sen luulisi olevan tavallista vilkkaampaa, olisi alueellisten typpitaseiden kannalta avuksi. Tämä siitäkin syystä, että yleensä typpipitoisuuksien kasvu laitosten ympäristössä ei näy n11n selvästi kuin fosforin (Häkkilä 1984, Taskila 1984). Kokonaisvaltaisemman kuvan luominen typen ekologisista vaikutuksista odottaa vielä montaa tutkijaa.

Teollisuus. Typpipäästöt eivät ymmärrettävistä syistä ole olleet puunjalostusteollisuudenympäristöhaittojen vähentämisessä etusijalla. Typpiasia ratkennee kuiten­kin yhdessä kahden tällä hetkellä tärkeämmän ongelman, BHK n j tamoj en määrällisten ja toiminnallisten parannusten samoin kuin muun

Osoitus typpiasian saamasta huomiosta on elokuussa 1989 metsäteollisuuden ympäristönsuoje­lun tutkimus- ja kehittämisohjelman paneutuminen heti alkuvaiheissaan biologisen typenpoiston problema­tiikkaan. Yhtä lailla edistystä typpiasiassakin ovat suunnitelmat Kotkan seudulla useamman tehtaan ja

63

asumajätevesien yhteiskäsittelystä (Palosaari 1989). Käsi ttelyj en yhdistäminen on aikaisemminkin todettu prosessin kannalta edulliseksi, mutta lopulliset toteuttamispäätökset ovat kariutuneet erimielisyyteen mm. lupa- ja käyttökorvauskysymyksistä (Linho 1988).

Puunjalostusteollisuuden panostaessa nyt voimakkaasti päästöjen rajoittamiseen, mm. vuoteen 1995 mennessä lähes kaikilla sellutehtailla on ajanmukainen biologi­nen puhdistamo, tulisi myös jätevesien todellinen rehevöi ttävä vaikutus rannikkovesissä selvittää. Ilman biologis-ekologisia kenttä- ja laboratorioko­keita tämä ei onnistu.

Typenpoistosta ja sen valmistelusta

Ruotsalaisten kokemukset asumajätevesien typenpoistos­ta ovat lupaavia. Vaikka luotettavien arvioiden teko kustannuksista onkin vaikeaa, niin kahdella suurella puhdistamolla ( Falkenberg ja Norrköping) tehdyt tutkimukset osoittavat, että etenkin pyrittäessä 50 % reduktioon olisivat kustannukset huomattavasti alhai­sempia, kuin on aikaisemmin oletettu (Parcom WG/Nut 4/3/4, 1989).

Ruotsalaisten keskittyminen typenpoisto-ohjelmassaan Tukholman eteläpuoliseen rannikkoon ymmärtää hyvin, ilman minimiravinnekysymykseen paneutumistakin, jos katsoo saavutettavia hyötyjä suhteessa merialueiden koko typpikuormi tukseen. Pohjanlahdella päästäisiin tiukallakin ohjelmalla vain parin prosentin kokonais­alenemaan Ruotsin omasta typpikuormasta, kun varsinai­sen Itämeren puolella vastaavalla ohjelmalla luku on 13 % (Parcom WG/Nut 4/3/4, 1989).

Edellisen kaltainen ongelmien priorisointi Suomessa on myös omiaan asettamaan Suomenlahden ja Saaristome­ren edelle muita jatkotutkimuksia suunniteltaessa.

Biologiseen typenpoisteon valmistautumisen ollessa meillä joka tapauksessa meneillään on tutkimukseen typpipäästöjen vaikutuksesta resipienteissä kiinni­tettävä nyt mitä pikimmin huomiota. Järkevimmät kohteet tutkimuksen aloittamiselle ovat luonnollisesti Helsinki-Espoon ja Turun jätevesien purkualueet. Suur­Helsingin edustan valintaa puoltavat mm. alueen parhaat taustatiedot ja kaupungin koulutuksellinen, tutkimuksellinen ja hallinnollinen keskeisyys. Lisäksi jätevedet lasketaan suurimmaksi osaksi yhtä tunnelia pitkin saariston ulkoreunaan (Katajaluoto).

Jos ja kun ajatuksena on täyttää sopimusten kirjain kuormitusarvoja keskimääräisesti vähentämällä, etelä­rannikon isoista laitoksista aloittaen, ei pidä unohtaa niiden puhdistamojen vaikutuspiiriä, joi ta typenpoistoinvestoinnit eivät koske. Kaikki rannikon taajamien edustat ovat rehevöi tyneet ja osasyynä tähän ovat olleet jätevesien tuomat typpiravinteet.

Suomessa tehtäville päätöksille jätevesien typenpois­tosta olisi ayuksi tietää mikä merkitys poistettavalla

64

typpimäärällä, laatu huomioiden, on purkualueiden ja niitä ympäröi vien merialueiden rehevöi tymiskehi tyk­seen. Miten pitkälle vaikutukset ulottuvat ja mikä on niiden suhde merivirtojen ja laskeuman muualta tuomiin typpiravinteisiin. Kattavan selvityksen teko vaatii runsaasti seuranta-analytiikkaa ja perustuotan­teon liittyvä kenttäkokeita.

Opittavaa Ruotsista?

I. Yhteenvedossa ruotsalaisten keskusteluista heidän uudesta toimintasuunnitelmastaan Itämeren likaantumi­sen ja rehevöitymisen estämiseksi (Wulff 1989) saat­taisi olla annettavaa myös Suomen suuntaan. Ruotsa­laisten suunnitelmat eivät luonnollisesti sovi suoraan meidän olosuhteisiimme, mutta periaatteet ovat kenties sovellettavissa. Ajatuksenkulku ruotsalaisittain menee tähän tapaan:

- On ilmeistä, että ruotsalaisten toimenpiteillä on oleva vain marginaalinen vaikutus Itämeren rehevöity­miskehitykseen.

- Suurimittaisia kansainvälisiä toimenpiteitä, ennen muuta Puolassa ja Neuvostoliitossa täytyy toteuttaa ennenkuin tilanne voi parantua.

-Ruotsissa tehtävät toimenpiteet voivat parantaa tilannetta vain niillä rannikon osilla, joilla paikal­linen kuormitus on hallitseva.

-Siksi on hyvin tärkeää, suunnitellaan erityisen periaatteella ..

että Ruotsin toimenpiteet tarkoin kustannus-hyöty

Kaikkien Ruotsin en yleistä vähentämistä ei pidetä taloudellisesti perusteltuna vaikka poliitti­sesti se saattaisikin olla järkevää. Suurempi hyöty saavutetaan, jos resursseja kohdennetaan muiden maiden päästöjen vähentämiseen. (Ruotsin omien päästö­jen osuus Itämereen typen ja fosforin osalta on 5 ja 3 %). Esimerkiksi ravinteiden osalta todetaan, että niiden pitkän viipymän vuoksi mm. Puolan ja Baltian maiden päästöt vaikuttavat myös Ruotsin rannikolla.

Ravinteiden viipymäaj oista ja biogeokemiallisista kierroista tehdyt analyysit osoittavat, että kumman­kaan aineen yksipuolinen vähentäminen ei ole tehokas strategia meriympäristön kannalta. Sekä fosfori- että typpipäästöjä täytyy vähentää.

II .. Ruotsalaisten kokemukset jätevesien tehokkaan ovat valaisevia (Wulff

1989). Esim. Tukholman saariston sisäosien happitilan­ne on parantunut ja typpeäsitovien sinilevien esiinty­minen vähentynyt. Positiivisten ilmiöiden ohella on kuitenkin käynyt niin, että sisäsaaristossa käyttä­mättä jäävä typpi kulkeutuu nyt ulommas ja Itämeren fosforia sisältävän veden kohdatessaan aiheuttaa leväkukintoj a ja rehevöi tymistä ulkosaaristossa.

65

Ruotsalaiset eivät kuitenkaan ole valmiita suin päin vähentämään typpeä niin luontevalta kuin se tuntuisi­kin. Jotta ratkaisuista jatkossa tulisi myös taloudel­lisesti kannattavia, hakevat ruotsalaiset niille perusteita kunnollisista ravinnetaselaskelmista.

Tilanne Tukholman saaristossa antaa aineksia pohdin­noille myös Suomenlahden perukan tulevaisuudesta. Pelkän fosforinpoiston toteuttaminen Leningradin j ätevedenpuhdistamoilla luo mahdollisesti i täisimmälle Suomenlahdelle typpiylijäämään, joka länteen levites­sään saattaa edistää rehevöitymistä Suomenkin rannik­kovesissä. Myös kumpuamiset, joi ta i täisimmällä merialueellammekin esiintyy (Pitkänen ym. 1989), saattaisivat siten fosforipitoisine vesineen tuottaa runsaampia, entistä useammin kukinnoiksi kehittyviä levämassoja.

Lopuksi

PELAG-proj ektin tutkimustulosten mukaan tärkein Suomenlahden rannikkovesien planktontuotantoa kevätku­kinnasta loppukesään saakka rajoittava tekijä on typpi. Fosforin perustuotantoa kiihdyttävä vaikutus tulee näkyviin vain yhdessä typen kanssa ja silloinkin vain rajoitettuna aikana alkukesästä. Typen avainasema korostuu sikälikin, että käytännössä yhtäläinen perustuotantoa edistävä vaikutus ilmenee sekä eri epäorgaanisilla ( ni traatti, ammonium) että orgaanisil­la ( urea) yhdisteillä. Nämä havainnot ovat enemmän kuin vii tteellisiä Suomenlahden rannikon jäteveden puhdistusvaatimusten kannalta. Pelkkä fosforin poisto ei ole riittävä ehkäisemään vesiympäristön jatkuvaa rehevöitymistä. Typpimääriä täytyy myös vähentää.

Seuraavana vaiheena tuntuisi luonteva! ta selvittää Hankoniemen yksiselitteisten tulosten paikkansapitä­vyys myös olosuhteiltaan erilaisilla rannikonosilla.

66

11 TIIVISTELMÄ

Tutkimuksen tarkoituksena on ollut selvittää kirjalli­suuden pohjalta typen vaikutusta rannikkovesien rehevöi tymiskehi tykseen. Tutkimus toimii esi työnä jatkon typpiohjelmia varten kartoi ttaen eritoten jätevesitypen ja sen poiston merkitystä rehevöitymi­seen sekä typpiasian tutkimustarvetta Suomessa. Työ on tehty vesi- ja ympäristöhallituksen vesi- ja ympäristöntutkimustoimistossa ja sitä ovat rahoitta­neet ympäristöministeriö ja vesi- ja ympäristöhal­litus. Tutkimuksen vastuullisena johtajana on toiminut MML Heikki Pitkänen ja päätutkijana MMK Jukka Puusti­nen. Varsinaisen projektihenkilökunnan apuna on toiminut asian tuntijaryhmä, johon on kuulunut sekä vesiekasysteemin rehevöi tymisprosessien että jäte­vesien typen poiston asiantuntioi ta eri virastoista ja tutkimuslaitoksista.

Typen kierron ja rannikkovesisysteemin monimutkaisuus tiedostaen on selvitys rakennettu ongelma-aluepai­notteisesti kiinni ttäen huomiota niihin rannikko­vesiemme osiin, joiden typpikuormitustilanne on pahin ja oletettu typen merkitys perustuotannan ohjaajana suurin. Suomenlahti on täten ollut keskeisellä sijalla. Varsinaisen rehevöitymisen ohella on lisäksi luotu erityinen katsaus typensidontaan ja denitrifi­kaatioon.

Suomen rannikkovesissä ja koko Itämeressä on var­sinaista typen rehevöi ttävyyttä selvitetty hyvin vähän. Saadut tutkimustulokset ovat kuitenkin olleet merkittäviä. Kokeellisesti on sekä suomalaisissa että ruotsalaisissa tutkimuksissa osoitettu, että aivan kuormitetuinpia rannikkovesiä lukuunottamatta typpi on Suomenlahdella ja keskisellä Itämerellä perustuotantoa kasvukaudella valtaosin rajoittava ravinne. Hankoniemen edustan merialuetta tutkineen PELAG-projektin tulosten mukaan toisen pääravinteen, fosforin vaikutus tulee näkyviin vain yhdessä typen kanssa ja silloinkin vain lyhyenä aikana alkukesästä. Typen avainasema rehevöi tymisessä korostuu sikäli­kin, että PELAGin kokeissa yhtäläinen perustuotantoa edistävä vaikutus saatiin aikaan sekä epäorgaanisilla (nitraatti, ammonium) että orgaanisilla (urea) yhdis­teillä. Näiden havaintojen mukaan typpipäästöjen vähentäminen on oleellinen tekijä rehevöi tymisen hilli tsemisessä. Mm. jäteveden puhdistuksessa (Suo­menlahden rannikkoseudulla) pelkkä fosforin poisto ei

ja blematiikan kokonaiskuvan hahmottaminen vaatii lisäksi eri merialueiden todellisten typpikuormitusten selvit­tämistä. Eniten tietoa kaivataan koko Suomenlahtea koskeviin typpilaskeuman, jokikuormituksen ja suorien jätevesipäästöjen arvoihin. Puutteita on myös typensi­donnan ja kuormituksen vastavaikuttajan, denitrifi­kaation tuntemuksessa. Jälkimmäisestä ei Suomen

67

merivesistä ole lainkaan tutkimuksia.

Tiedon vähyys ja toisaalta saatujen tutkimustulosten yksiselitteisyys asettavat jatkon typpitutkimukselle selkeät suuntaviivat. Aiemmin käytetyt tai saman informaation antavat kokeet on toistettava laajemmin Suomen merialueilla. Lisäksi varsinaisten perustuotan­nan ja typen välistä yhteyttä kartoittavien kenttä­kokeiden ohella typpiasian hallitseminen lähi tule­vaisuudessa riippuu paljossa siitä, kuinka kenttäko­keista saatava tietous voidaan yhdistää todelliseen kuormituskehitykseen. Tässä tiedon väli ttyminen edellyttää toimivaa yhteistyötä Itämeren maiden piirissä.

Typpi tutkimus on Suomessa aluillaan. Keskeistä sen j ärkevälle läpi viemiselle jatkossa on huomattava panostaminen rehevöitymisilmiön samoin kuin puhdistus­proses sienkin ravinnedynami ikan selvittämiseen. Pohjoismainen yhteistyö on luonteva apu työ joudutta­miselle.

68

12 K I R J A L L I S U U S

Admiraal, W. & van der Vlugt. J.C. 1988. High rates of denitri­fication in a storage reservoir fed with water of the river Rhine. Arch. Hydrobiol. 113: 593-605.

Alasaarela, E. 1979. Spatial, seasonal and long-term variations in the phytoplanktonic biomass and species composition in the coastal waters of the Bothnian Bay off Oulu. Ann. Bot. Fennici 16: 108-122.

Alasaarela, E. 1981. Kokkolan edustan merialueen tila v. 1976-1980. Pohjois-Suomen vesitutkimustoimisto, raportti. 75 s.

Anttila, M. 1987. Pyhtää-Kotka-Hamina merialueen tarkkailutut­kimus v. 1986. Kymijoen vesiensuojeluyhdistys ry:n tiedonantoja no 17/1987. s. 28.

Anttila, P. 1987. Ilman kautta vesistöön tuleva typpikuorma. Typen pitoisuus ja merkitys vesissä, Kuopion vesitut­kimuspäivät 14 .. -15.1987. Vesi ja ympäristöhallituksen monistesarja 45. s. 51- 56.

Azam, F. et al. 1983. The ecological role of water-column microbes in the sea. Mar. Ecol. Prog. Ser. 10: 257-263.

Balderston, W.L., Sherr, B. & Payne, W.J. 1976. Blockage by acetylene of nitrous oxide reduction in Pseudomonas perfectomarinus. Appl. Environ. Microbiol. 31: 504-508.

Bremer, P. 1987. Meteorological aspects of wet deposition in southern Finland Ilmansuojelun julkaisuja 3. 46 s. Ilmatieteen laitos Helsinki.

Brill, W.J. 1975. Regulation and genetics of bacterial nitrogen fixation. Annu. Rev. Microbiol. 29: 109-129.

Brink, N. 1984. Faktorer som påverkar växtnäringsförluster i åkermark. 20:e nordiska symposiet om vattenforskning. Nordforsk miljö vårdserien. Publ. 2: 79-88.

Cady, F. B. & Bartholomew, W. V. 19 60. Sequential products of anaerobic deni trification in Norfolk soil. Soil Science Society of America Proceedings 24: 477-482.

Caffrey, J.M. & Day, Jr., J.W. 1986. Control of the variability of nutrients and suspended sediments in a Gulf Coast estuary by and disharge of

D. G. & E.. method for assaying activities in sediments: Applicabi-li ty to studies of N2 fixation by C2 H2 reduction. Appl. Environ. Microbiol. 43: 1400-1405.

Cederlöf, M. 1989. Pohjanlahteen Suomen puolelta johdettavat haitalliset yhdisteet. Metsäteollisuuden vesiensuoje­lu, Oulun vesistötutkimuspäivät 10.-11.4.1989. Vesi-

ja ympäristöhallituksen 159.

69

monistesarja 162. s. 147-

Cederwall, H. 1986. State of the Swedish coastal zone of the Gulf of Bothnia. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja 68: 122-128.

Chan, Y.K. & Campbell, E.R. 1980. Denitrification in Lake 227 during summer stratification. Can. J. Fish Aquat. Soi. 37: 506-512.

Chatarpaul, Le, Robinson, J.B. & Kaushik, N.K. 1980. Effects of tubificid worms on denitrification and nitrificati­on in stream sediment. Can. J. Fish. Aquat. Soi. 37: 656-663.

Christensen, P.B., Nielsen, L.P., Revsbech, N.P. & S~rensen, J. 1989. Microzonation of denitrification activity in stream sediments as studied wi th a combined oxygen and nitrous oxidemicrosensor. Appl. Environ. Micro­biol. 55: 1234-1241.

Christensen, P.B. & S~rensen, J. 1986. Temporal variation of deni trification acti vi ty in plant-covered li ttoral sediment from Lake Hampen, Denmark. Appl . Environ. Microbiol. 51: 1174-1179.

Codd, G.A., Bell, S.G. & Brooks, W.P. 1989. Cyanobacterial toxins in water. Wat. Soi. Tech. vol. 21, no. 3, s. 1-13.

Codd, G.A. & Poon, G.K. 1988. Cyanobacterial toxins. Teoksessa: Rogers, L.J. & Gallen, J.G. (toim.). Proc. Phytochem. Soc. Europe. vol. 23. Oxford University Press, Oxford. (painossa) •

Dicker. H. J. & Smith, D. W. 1980. Physiological ecology of acetylene reduction (nitrogen fixation) in a Delaware salt marsh~ Microbial Ecology 6: 161-171.

Dortch, Q. & Postel, J.R. 1989. Biochemical indicators of N utilization by phytoplankton during upwelling off the Washington coast. Limnol. Oceanogr. 34: 758-773.

Elmgren, R. 1989. Man's impact on the ecosystem of the Baltic Sea: Energy flows today and at the turn of the centu­ry. Ambio, vol 18, no. 6, p. 326-332.

Enoksson, V. & Samuelsson, M. -0. 1987. Ni trification and dissimilatory ammonium production and their effects on ni trogen flux over the sediment-water interface in bioturbated coastal sediments. Mar. Ecol. Prog. Ser. 36: 181-189.

Fenchel, T. 1982. Ecology of heterotrophic microflagellates. IV. Quantitative occurrence and importance as consu­mers of bacteria. Mar. Ecol. Prog. Ser. 9: 35-42.

Fleischer, S., Rydberg, L. & Stibe, L. 1982. Transport av kväve och fosfor till Laholmsbukten. Vatten 38: 451-460.

70

Flett, R.J., Hamilton, R.D. & Campell, E.R. 1976. Aquatic acetylene-reduction techniques: Solutions to several problems. Can. J. Microbiol. 22: 43-51.

Floderus, S. 1989. The effect of sediment resuspension on ni trogen cycling in the Kattegat - variabili ty in organic matter transport. PhD thesis, Dept. of Physi­cal Geography, Univ. of Uppsala. UNGI Rapport Nr 71, Uppsala. 21 p.

Folke, C. & Kautsky, N. 1989. The role of ecosystems for a sustainable development of aquacul ture. Ambio vol. 18, no 4. p. 234-243.

Goldman, C.R. & Horne, A.J. 1983. Limnology. New York, McGraw­Hill. 464 s.

Gordon, R.M., Martin, J.H. & Knauer, G.A. 1982. Iron in the north-east Pacific waters. Nature 299: 611-612.

Graham, B.M., Hamilton, R.D. & Campbell, E.R. 1980. Comparison of the ni trogen-15 uptake and acetylene reduction methods for estimating the rates of nitrogen fixation by freshwater blue-green algae. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 37: 488-493.

Granat, L. 1986. Wet deposition of inorganic nitrogen compounds (NH4 and N03 ) over the Gulf of Bothnia estimated from measurements in Sweden. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja 68: 60-62.

Grasshoff, K. & Voipio, A. 1981. Chemical oceanography. Teok­sessa: Voipia, A. ( toim. ) The Bal tie Sea. Elsevier Oceanography Series 30, Amsterdam. s. 183-218.

Grönlund, L. & Leppänen, J-M. 1989. Long-term variation in phytoplankton productivity at a sea station, at the entrance to the Gulf of Finland, in 1972-1986. Finnish Institute of Marine Research, Helsinki. Julkaisematon.

Hagström, A. et al. 1979. Frequency of dividing cells, a new approach to the determination of bacterial growth rates in aquatic environments. Appl. Environ. Micro­biol. 37: 805-812.

Halonen, L. 1985. Kalankasvatuksen vaikutukset rannikkovesissä. Vesihallituksen monistesarja 346. 42 s.

Harremoes, P. 1988. Nutrient Removai for Marine Disposal. Journal of the Institution of Water and Environmental

2 no 2, s 191 199.

Hecky, R E. & Kilham, P 1988. Nutrient limitation of phyto­plankton in freshwater and marine environments: A review of recent evidence on the effects of enrich­ment. Limnol. Oceanogr. 33: 796-822.

( HELCOM) Bal tie Marine Environment Protection Commission­Helsinki Commission 1988. Declaration on the protecti­on of the marine environment of the Baltic sea area.

71

Helsinki 1988.

( HELCOM) Bal tie Marine Environment Protection Commission­Helsinki Commission 1987. First Baltic Sea pollution load compilation. Baltic Sea Environment Proceedings No. 20. 56 s.

( HELCOM) Bal tie Marine Environment Protection Commission­Helsinki Commission 1986. First periodic assessment of the state of marine environment of the Baltic Sea area, 1980-1985; Background document. Baltic Sea Environment Proceedings No. 17 B. 351 s.

HELCOM RECOMMENDATION 9/2, 1988. Recommendation concerning measures aimed at the reduction of discharges from urban areas by the use of effective methods in waste­water treatment. Baltic Marine Environment Protection Commission 1988. Helsinki.

Henriksen, K., Hansen, J.I. & Blackburn, T.H. 1980. The in­fluence of benthic infauna on exchange rates of inorganic nitrogen between sediment and water. Ophelia Suppl. 1: 249-256.

Hill, A.R. 1979. Denitrification in the nitrogen budget of a river ecosystem. Nature vol. 281. no. 9. p. 291-292.

Hill, A. R. & Sanmugadas, K. relation to stream Res. 19: 1579-1586.

1985. Deni trification rates in sediment characteristics. Water

Hordijk, C.A., Snieder, M., van Engelen, J.J.M. & Cappenberg, T.E. 1987. Estimation of bacterial nitrate reduction at in si tu concentration in freshwater sediments. Appl. Environ. Microbiol. 53: 217-223.

Horne, A. J. & Goldman, R. 1972. Ni trogen fixation in Clear lake, California. 1. Seasonal variation and the role of heterocysts; Limnol~ Oceanogr. 17: 678-692.

Horne, A.J., Sadusky, J.C. & Carmiggelt, J.W. 1979. Nitrogen fixation in Clear Lake, California. 3. Repeti tive synoptic sampling of the spring Aphanizomenon blooms. Limnol. Oceanogr. 24: 316- 328.

Howarth, R. W. & Cole, J. J. 19 8 5. Molybdenum availabili ty, ni trogen limi tation and phytoplankton growth in natural waters. Science 229: 653-655.

Howarth, R.W., Marino, R. & Cole, J.J. 1988. Nitrogen fixation in freshwater, estuarine, and marine ecosystems. 2. Biogeochemical controls. Limnol. Oceanogr. 33: 688-701.

Hlibel, H. & Hlibel, M. 1980. Nitrogen fixation during blooms of Nodularia in coastal waters and backwaters of the Arkona Sea (Baltic Sea) in 1974. Internationale Revue der gesamten Hydrobiologia 65: 793-808.

Hynes, R.K. & Knowles, R. 1978. Inhibition by acetylene of ammonia oxidation in Ni trosomonas europaea. FEMS Microbiol. Lett. 4: 319-321.

72

Håkanson, L. & Floderus, S. 1985. Bottenlinser och närsalts­dynamik i Laholmsbukten. Vatten 41: 20-28.

Häkki1ä, K. 1981. Vuorikemian titaanioksiditehtaiden jätevedet Porin edustan merialueella. Vesihallituksen monis­tesarja 84. 65 s.

Häkkilä, K. 1984. Ehdotus Saaristomeren kalankasvatustoimintaa koskevaksi vesiensuojelusuunnitelmaksi. Turunvesipii­rin vesitoimisto. Moniste 231 s. Turku.

Häyren, E. 1921. Studier över föroreningens inflytande på strändernas vegetation och flora i Helsingfors hamnom­råde. Bidr. Känned. Finl. Nat. Folk 80 (3): 1-128.

( ICES) International Council for the Exploration of the Sea 1988. Report of the working group on the Baltic marine environment, Rostock, 13.-16. April, 1988. ICES C.M. 1988/E:29. Moniste 58 s.

Ilus, E. 1984. Loviisan ydinvoimalaitosta ympäröivän merialueen biologinen tarkkailu vuonna 1983. Raportti. Säteily­turvakeskus, Helsinki. 9 s.

Ilus, E. 1985. Loviisan ydinvoimalaitosta ympäröivän merialueen biologinen tarkkailu vuonna 1984. Raportti. Säteily­turvakeskus, Helsinki. 10 s.

Ilus, E. 1986. Loviisan ydinvoimalaitosta ympäröivän merialueen biologinen tarkkailu vuonna 1985. Raportti. Säteily­turvakeskus, Helsinki. 11 s.

Ilus, E. 1987. Loviisan ydinvoimalaitosta ympäröivän merialueen vuonna 1986. Raportti. Säteily­

turvakeskus, Helsinki. 15 s.

Isotalo, I., Huttula, T., Niemi, J., Niemi, M., Pitkänen, H. & Sarkkula, J. 1985. Kalankasvatuksen vaikutukset Kustavin Ströömin tilaan kesällä 1984. Vesihallituksen monistesarja 352. 87 s.

Jansson, M., Leonardson, L. & Rönner, U. 1986. Denitrifikation i jordbrukslandskapets rinnande vatten minskar kväve­belastningen på svenska kustvatten. Vatten 42: 25-32.

Jenkins, M.C. & Kemp, W.M. 1984. The coupling of nitrification and deni trification in two estuarine sediments. Limnol. Oceanogr. 29: 609-619.

Jensen M H Andersen, T K & , J 1988. Deni tri-fication in coastal bay sediment: regional and sea­sonal variation in Aarhus Bight, Denmark Mar. Ecol

. Ser. 48 155-162.

Jones, J. G.. 1979.. Microbial ni trate reduction in freshwater sediments. J. gen. microbiol. 115: 27-35.

Jones, J.G. & Simon, B.M. 1981. Differences in microbial decomposi tion processes in profundal and li ttoral

73

sediments. J. gen. Microbiol. 123: 297-312.

Jumppanen, K., 1986. Vesiensuojelun kehityksestä lounaisella rannikkoalueelia vuosina 1965-1985 .. Lounais-Suomen vesiensuojeluyhdistys. Julkaisu 65. 119 s.

Jumppanen, K. 1988. Turun ympäristön merialueen tarkkailututki­mus vuonna 1987. Lounais-Suomen vesiensuojeluyhdistys. Tutkimusselosteita 47. 64 s.

Järvinen, o. 1986. Laskeuman laatu Suomessa 1971-1982. Vesihal­lituksen monistesarja 408. 142 s.

J<Prgensen, K.S., Jensen, H.B. & S<Prensen, J. 1984. Nitrous oxide production from nitrification and denitrificati­on in marine sediment at low oxygen concentra­tions. Can. J. Microbiol. 30: 1073-1078.

J<Prgensen, B.B. & S<Prensen, J. 1985. Seasonal cycles of 0 2 ,

N03 - and S042 - reduction in estuarine sediments: the

significance of an N03 - reduction maximum in spring. Mar~ Ecol. Prog. Ser. 24: 65-74.

Kaitala, S. et al. 1986. Nutrient and zooplankton control on phytoplankton succession. Bal tie Sea Environment Proceedings No 19. s. 350-358.

Kalliolinna, M. 1989. Kokkolan edustan merialueen yhteistark­kailun tulokset 1988. Vaasan läänin vesiensuoj elu­yhdistys ry, Pietarsaari. Raportti 27 s.

Kaspar, H.F., Asher, R.A. & Bayer, I.C. 1985. Microbial nitro­gen transformation in sediments and inorganic nitrogen fluxes across the sediment/water interface on the South Island west coast, New Zealand. Estuarine Coastal Shelf Sci. 21: 245-255.

Kaukoranta, E. 1989. Kalankasvatuksen tulevaisuus vesiensuoje­lun kannalta. Suomen kalankasvattaja 1/1989, s. 24-26

Kemp, W.M. & Boynton, W.R. 1984. Spatial and temporal coupling of nutrient inputs to estuarine primary production: The role of particulate transport and decomposition. Bull. Mar. Sci. 35: 522-535.

Kiiskilä, E. & Kiuru, H. 1989. Uutta ajattelua ravinteiden poisteon metsäteollisuuden aktiivilietelaitoksissa. Esitelmä, Teollisuuden ympäristöpäivät 7. -8. 6. 1989, Helsinki. Moniste.

Kippo-Eklund, P., 1984. Kasviplanktonin koostumus ja biomassa häiriytymättömissä ja rehevöityneissä vesissä Saaris­tomerellä vuosijaksoina 1966-1970 ja 1979-1982. Vesihallituksen monistesarja 239. 67 s.

Knowles, R. 1982. Denitrification. Microbiol. Rev. 46: 43-70.

Kohonen, T., 1989. Helsingin sopimukseen, suosituksiin ja deklaraatioon sekä Pohjoismaiseen meriensuojeluohjel­maan perustuvat velvoitteet. Yleisesitys. Suomen velvoitteet Itämeri-yhteistyössä (HELCOM-koulutus).

74

Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja (painossa).

Kristensen, G.H. & la Court Jansen, J. 1989. Vandmilj~planen og de kommunale renseanlaeg. Miljö & Energi 89/90. s. 29-41.

Kullenberg, G. 1981. Physical oceanography. Teoksessa: Voipio, A. ( toim. ) The Bal tie Sea. Elsevier Oceanography Series 30. Amsterdam. s. 135-181.

Kuosa, H. & Kivi, K. 1989. Bacteria and heterotrophic flagella­tes in the pelagic carbon cycle in the northern Baltic sea. Mar. Ecol. Prog. Ser. 53: 93-100.

Kuparinen, J. 1985. Production and respiration of pelagic plankton. (PhD thesis. Univ. of helsinki, Dept. Limnol.) w. & A. de Nottbeck found. Sci. Rep. 5: 1-12.

Kuparinen, J. 1987. Production and respiration of overall plankton and ultraplankton cernmunities at the entrance to the Gulf of Finland in the Baltic Sea. Mar. Biol. 591-607.

Larsson, U. 1983. Närsal tstrender, Historiska trender - Or­ganismer i fria vattnet, Produktionsbegränsande ämnen. (Mimeo, Askölaboratoriet, Stockholms universi­tet, Stockholm) .

Larsson, U. & Hagström, A. 1982. Fractionated phytoplankton primary production, exudate release, and bacterial production in a Bal tie eutrophication gradient. Mar. Biol. 67: 57-70.

Larsson, U., Elmgren, R. & Wulff, F. 1985. Eutrophication and the Baltic Sea: Causes and Consequences. Ambio 14: 9-14 ..

Latostenmaa, H. & Valpasvuo-Jaatinen, P. 1989. Maatalous ja muu hajakuormitus. Esitelmä. Suomen velvoitteet Itämeri-yhteistyössä ( HELCOM-koulutus). Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja (painossa).

Leppänen, J.-M. 1988. Carbon and nitrogen cycles during the vernal growth period in the open northern Bal tie Proper. Finnish Institute of Marine Research, Meri no. 16. 38 p.

Lindahl, G. & Wallström, K. 1985. Nitrogen fixation (acetylene reduction) in planktonic cyanobacteria in Oregrunds­grepen, SW Bothnian Sea. Arch. Hydrobiol. 104: 193-204.

Linho, P. 1988. Teollisuus- ja asumajätevesien yhteiskäsittely Suomessa Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 69. 91 s.

Ljones, T. 1974. The enzyme system. Teoksessa: The Biology of Ni trogen Fixation ( toim. Quispel, A. ) . s. 617-638. North-Holland Publishing Company, Amsterdam.

Melvasalo, T., Pawlak, J., Grasshoff, K., Thorell, L. & Tsiban,

75

A. (toim.) 1981. Assessment of the effects of polluti­on on the natural resources of the Baltic sea, 1980. Baltic Sea Environment Proceedings 5 B. 426 s. Helsin­ki.

Merentutkimuslaitos 1989. (julkaisematon).

Miller, L.G., Oremland, R.S. & Paulsen, S. 1986. Measurements of nitrous oxide reductase activity in aquatic sedi-ments. Appl. Environ. Microbiol. 51: 18-24.

Monitor, 1988. Östersjön och Västerhavet livsmiljöer i förändring. Statens Naturvårdsverk, Informationsenhe­ten, Solna.

Murry, M.A., Jensen, D.B. & Benemann, J.R. 1983. Role of ammonia in regulation of ni trogenase synthesis and activi ty in Anabaena cylindrica. Biochimica et biophysica acta 756: 13-19.

Mäkelä, M. 1989. Yhdyskunnat. Esitelmä. Suomen velvoitteet Itämeri-yhteistyössä (HELCOM-koulutus). Vesi- ja Ympäristöhallituksen monistesarja (painossa).

Mäkinen, A. & Aulio, K. 1986. Cladophora glomerata (Chlorophy­ta) as an indicator of coastal eutrophication. Vesien­tutkimuslaitoksen julkaisuja 68: 160-163.

Mälkki, P. & Tamsalu, R. 1985. Physical features of the Baltic Sea. Finnish Marine Research 252.

National Board of Waters, Finland 1983. Hydrological yearbook 1980. Publications of the Water Research institute 53. 174 p.

National Swedish Environmental Protection Board, 1989. Report 3618, Nutrient loads on the waters surrounding Sweden. Solna.

Naturvårdsverket 1989. Rapport 3637, Kvävereduktion vid kom­munala avloppsreningsverk, 4. Lägesrapport juli 1989. Svenska Naturvårdsverket, Solna.

Niemi, A. 1988. Syksyllä 1987 Suomenlahdella havaittujen sinileväkukintojen taustatekijöistä. Vesitalous 5: 21-22.

Niemistö, L., Rinne, I., Melvasalo, T. & Niemi, A. 1989. Blue­green algae and their nitrogen fixation in the baltic sea in 1980, 1982 and 1984. Finnish Institute of Marine Research, Meri No 17.

Nommik, H. 1956. Investigations on denitrification in soil. Acta Agricultura Scandinavia 6: 195-228.

Nordisk Ministerråd, 1989. Nordisk åtgärdsplan mot förorening av den marina miljön. Utkast, september 1989. 99 s.

Noukka, K. 1989. Tilastoennuste. Vesi- ja ympäristöhallitus, teollisuustoimisto. (julkaisematon)

76

Ohmori, M. & Hattori, A. 1974. Effect of ammonia on nitrogen fixation by the blue-green alga Anabaena cylindrica. Plant and cell physiology 15: 131-142.

Oremland, R.S., Umberger, C., Culbertson, C.W. & Smith, R.L. 1984. Denitrification in San Francisco Bay intertidal sediments. Appl. Environ. Microbiol. 47: 1106-1112.

Paerl, H.W. 1985. Enhancement of marine primary production by nitrogen-enriched acid rain. Nature vol. 315. s. 747-749.

Paerl, H.W., Webb, K.L., Baker, J. & Wiebe, W.J. 1981. Nitrogen fixation in waters, s. 193-240. Teoksessa: Broughton, W.J. (toim.) Nitrogen fixation. V. 1. Ecology. Claren­don.

Palosaari, M. 1989. Metsäteollisuuden jätevesien käsittelylle asetettavat tavoitteet. Vesitalous 2/1989, s. 19-21.

(PARCOM) Paris Commission Fourth Meeting of the Working Group on Nutrients. 1989. Danish national progress report on measures to reduce nutrient inputs into areas where these inputs are likely, directly or indirectly to cause pollution. WG Nut Document 4/3/1-E. Oslo.

(PARCOM) Paris Commission Fourth Meeting of the Working Group on Nutrients. 1989. Nutrient loads on the waters surrounding Sweden. WG Nut Document 4/3/4-E. Oslo.

Partanen, P. 1984. Kasviplanktonin perustuotantokykymittaukset Ruotsalaisella, Konnevedellä, Arrajärvellä, Lappalan­järvellä, Vekaranjärvellä, Kymijoella sekä Pyhtään, Kotkan ja Haminan merialueilla vuonna 1983. Kymijoen vesiensuojeluyhdistys. Tiedonantoja 7. 19 s.

Payne, W.J. 1973. Reduction of nitrogenous oxides by microor­ganisms. Bacteriol. Rev. 37: 409-452.

(PELAG) 1989. Ecological plankton research of the Baltic Sea. Final report 1987-1989. Project PELAG. Helsinki. (painossa) .

Penttinen, H. 1980. Öljynjalostamon jätevesien vaikutus meri­alueen. Vesihallituksen monistesarja 35. 72 s.

Pesonen, L., ( toim. ) . 1988. Helsingin ja Espoon edustan merialueiden velvoitetarkkailu vuosina 1970-1986. s. 11. Helsingin kaupungin vesi- ja viemärilaitoksen tutkimustoimiston tiedonantoja 17. 264 s.

Pesonen L ym .. tetarkkailu

velvoi­vesi- ja

Pitkänen, H. 1989. Intra-annual chlorophyll-a and nutrients in coastal waters of Finland. (käsikirjoitus).

Pitkänen, H. 1988. The role of riverine nutrient loading in eutrophication of finnish coastal waters with special reference to the Gulf of Finland. Esitelmä. The

77

Finnish-Soviet working group on the protection of the Gulf of Finland. 20th anni versary s y m p o s i u m Tallinn, USSR, 19-23 september 1988.

Pitkänen, H. 1987. Joet rannikkovesien ravinnekuormi ttaj ana Suomessa. Lisensiaatti työ. Helsingin yliopisto, limnologian laitos. 33s.

Pitkänen, H. 1986. Discharges of nutrients and organic matter to the Gulf of Bothnia by Finnish rivers in 1968-83. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja 68: 72-83.

Pitkänen, H., Kangas, P., Ekholm, P. & Perttilä, M. 1986. Surface distribution of total phosphorus and total nitrogen in the Finnish coastal waters in 1979-1983. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja 68: 40-54.

Pitkänen, H., Kangas, P., Miettinen, V. & Ekholm, P. 1988. The state of the finnish coastal waters in 1979-1983. Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisuja 8. 167 s.

Pitkänen, H., Kangas, P., Sarkkula, J., Lepistö, L., Hällfors, G. & Kauppila, P. 1989. Veden laatu ja rehevyys itäisellä Suomenlahdella. Vesi- ja Ympäristöhallituk-sen monistesarja. (käsi kirjoitus).

Pitkänen, H., Tulkki, P. & Kangas, P. 1985. Areal variation and trends in the nutrient concentrations of Baltic waters around Finland. ICES C.M. 1985/C47. 16 s.

Pouchet, G. & de Guerne, J. 1885. Sur la faune pelagique de la mer Baltique et du Golfe de Finlande. C.r. Seances l'Acad. Sci. 100: 919-921.

Prakasam, T.B.S. & Loehr, R.C. 1972. Microbial nitrification and deni trification in concentrated wastes. Water Res. 6: 859-869.

Reinikainen, T., Leskinen, E. & Villa, L~ 1986o Perifytonin kasvu ja veden ravinnepitoisuus Pikkalanlahden kuormi­tuksen ilmentäjänä kesällä 1984. Vesi- ja ympäristö­hallituksen monistesarja 3. 23 s.

Rekolainen, S. 1989. Phosphorus and nitrogen load from forest and agricultural areas in Finland. (käsikirjoitus)

Rekolainen, S. & Kauppi, L. 1988. Assessment of Finnish agri­culture 2000 program: Effects on nutrient losses. Working paper. IIASA publication number 81 of the project: Ecologically sustainable development of the biosphere. Austria. 24 p.

Rekolainen, S. & Talsi, T. 1982. Kaskisten merialueella ja Oy Metsä-Botnia Ab: n jätevesien vaikutusalueella tehtyjen vesistötutkimusten vertailu. Vesihallituksen monis­tesarja 103. 15 s.

Reuter, J. E., Loeb, S. L. & Goldman, C. R. 1986. Inorganic ni trogen uptake by epili thic periphyton in an N­deficient lake. Limnol. Oceanogr. 31: 149-160.

78

Revsbech, N.P. & J~rgensen, B.B. 1986. Microelectrodes: their use in microbial ecology. Adv. Microb. Ecol. 9: 293-352.

Revsbech, N.P., Nielsen, L.P., Christensen, P.B. & S~rensen, J. 1988. A combined oxygen and nitrous oxide microsen­sor for studies of deni trification. Appl. Environ. Microbiol. 54: 2245-2249.

(RKTL) 1989. Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitos, Laukaa. Ennakkotieto vuoden 1988 kalankasvatustilastoista. Kopio.

Rinne, I. & Tarkiainen, E. 1975. Chemical factors affecting algal growth off Helsinki sea area. Merentutkimuslai­toksen julkaisuja 239: 91-99.

Rinne, I. & Tarkiainen, E. 1978. Algal tests used to study the chemical factors regulating the growth of planktonic algae in the Helsinki sea area. Mi tt. Internat. Verein. Limnol. 21: 527-546.

Rinne, I. , Mel vasalo, T. , Niemi, Å. & Niemistö, L. 1978. Ni trogen fixation by blue-green algae in the Bal tie Sea. Kieler Meeresforsch. Sonderh. 4: 178-187.

Rinne, I. , Mel vasalo, T. , Niemi, Å. & Niemistö, L. 1979. Ni trogen fixation ( acetylene reduction method) by blue-green algae in the Baltic Sea in 1975 and 1977. Publ. Water Res. Inst. , National Board of Waters, Finland 34: 88-107.

Rinne, I., Mel vasalo, T .. , Niemi, Å. & Niemistö, L. 1981. Studies on nitrogen fixation in the Gulf of Bothnia. Finnish Marine Research 248: 117-127

Rönner, U. 1983. Biological Nitrogen Transformations in Marine Ecosystems wi th Emphasis on Deni trification. PhD thesis, Dept. of Marine Microbiology, Univ. of Göteborg. 45 s. Göteborg.

Rönner, U. & Sörensson, F. 1985. Denitrification rates in the low-oxygen waters of the stratified Bal tie proper. Appl. Environ. Microbiol. 50: 801-806.

Seitzinger, S.P. 1988. Denitrification in freshwater and coastal marine ecosystems: Ecological and geochemical significance. Limnol. Oceanogr. 33: 702-724.

Seitzinger, S.P. 1987. Nitrogen biogeochemistry in an unpollu-ted estuary: of benthic denitrificati-on Mar ..

, S.P., S.W. & Pilson ME Q 1984 Denitri-fication and ni trous oxide production in a coastal marine ecosystem. Limnol. Oceanogr. 29: 73-83.

Seitzinger, S.P., Nixon, S.W., Pilson, M.E.Q. & Burke, S. 1980. Denitrification and N2 0 production in nearshore marine sediments. Geochim. Cosmochim. Acta 44: 1853-1860.

Shah,

79

V.K., Ugalde, R.A., Imperial, Molybdenium in nitrogenase. 231-257.

J. & Brill, W. J. 1984. Annu. Rev. Biochem. 53:

Sivonen, K., Kononen, K., Carmichael, W.W., Dahlem, A.M., Rinehart, K.L., Kiviranta, J. & Niemelä, S.I. 1989a. Occurence of the Hepatotoxic Cyanobacterium Nodularia spumigena in the Bal tie Sea and Structure of the Toxin. Appl. Environ. Microbiol. 55: 1990-1995.

Sivonen, K., Niemelä, S.I., Niemi, R.M., Lepistö, L., Luoma, T.H. & Räsänen, L.A. 1989b. Toxic cyanobacteria (blue­green algae) in Finnish fresh and coastal waters. Hydrobiologia. (painossa).

Schaug, J., Skj elmoen, J. -E., Walker, S. E., Harstad, A., Nodop, K. & Pacyna, J. 1988. EMEP Co-operative prog­ramme for monitoring and evaluation of the long-range transmission of air pollutants in Europe. EMEP-CCC­Report 6/88. Norwegian Institute for Air Research. 62 s.

Schulz, S. & Kaiser, W. 1986. Increasing trends in plankton variables in the Bal tie Sea - a further sign of eutrophication? Ophelia. Suppl. 4: 249-257.

Shaffer, G. 1979. On the phosphorus and oxygen dynamics of the Baltic Sea. Contribution Askö Laboratory, University of Stocholm, Sweden 26: 1-90.

Shaffer, G. & Rönner, U. 1984. Denitrification in the Baltic proper deep water. Deep-Sea Res. 31: 197-220.

Skakalsky, B.G. 1988. Up-to-date organic and biogenic loading in the Gulf of Finland from the Neva basin. Preprints of the statements of the Baltic Sea Pollution Load Monitoring Symposium, Tallinn, USSR, 5-9 April 1988. s. 170-182.

Slådeckova, A. 1962. Limnological investigation methods for the periphyton ( "Aufwuchs" ) communi ty. Bot. Rev. 28 (2): 286-350.

Smethie, Jr., W.M. 1987. Nutrient regeneration and denitri­fication in low oxygen fjords. Deep-Sea Res. 34: 983-1006.

Smith, D.W. 1982. Nitrogen fixation. Teoksessa: Burns, R.G. & Slater, J.H. (toim.) Experimental Microbial Ecology. s. 212-220. Blackwell Scientific Publications. Oxford.

Smith, C.J., DeLaune, R.D. & Patrick, W.H.,Jr. 1985. Fate of riverine nitrate entering an estuary: 1. Denitrifica­tion and nitrogen burial. Estuaries 8: 15-21.

Steemann Nielsen, E. 1952. The use of radio-active ,carbon ( 14 C) for measuring organic production in the sea. J. Cons. int. Explor. Mer 18: 117-140.

Stewart, W.D.P., Fitzgerald, G.P. & Burris R.H. 1968. Acetylene

80

reduction by nitrogen-fixing blue-green algae. Arch. Mikrobiol. 62: 336-348.

Sct>rensen, J. 1982. Reduction of ferric iron in anaerobic marine sediment: an interaction wi th reduction of nitrate and sulfate. Appl. Environ. Microbiol. 39: 319-324.

Sct>rensen, J., Rasmussen, L.K. & Koike, I. 1987. Micromolar sulfide concentrations alleviate acetylene blockage of nitrous oxide reduction by denitrifying Pseudomonas fluorescens. Can. J. Microbiol. 33: 1001-1005.

Talsi, T. 1987. Porvoon edustan merialueen tila ja sen kehitys vuosina 1965-1984. Vesi- ja ympäristöhallinnon jul­kaisuja 5. 178 s.

Tam, T.Y. & Knowles, R. 1979. Effects of sulfide and acetylene on nitrous oxide reduction by soil and by Pseudomonas aeruginosa. Can. J. Microbiol. 25: 1133-1138.

Tamminen, T. 1983. Ammoniumtyppikuormituksen vaikutus murtove­den planktiseen perustuotanteon ja hajotustoimintaan. (Lisensiaatti työ, Helsingin Yliopisto, Ympäristön­suojelun laitos) Vesihallituksen tiedotus 230. 94 s.

Tamminen, T. 1989. Eutrophication and the Baltic Sea: Studies on phytoplankton, bacterioplankton and nutrient cycles. 22 p. PhD thesis, Dept. of Environ. conserv., Univ. of Helsinki. (painossa)

Tamminen, T., Kaitala, S., Kivi, K. & Kuparinen, J. 1985. Response of a planktonic brackish water community to single and combined additions of ammonium and phos­phate in a factorial mesocosm experiment. p. 363-378.

assa S M.. E Christiansen ( toim. ) . Marine biology of polar regions and effects o f stress on marine organisms. John Wiley & Sons, Chichester ..

Tamminen, T. & Leskinen, E. 1985. Comparison of planktonic and periphytic microalgal parameters as indicators of eutrofication in a Baltic archipelago: Annual succes­sion of community parameters. Verh. Internat. Verein. Limnol. 22: 2195-2202.

Taskila, E. 1984. Kuivaniemen edustan kalankasvatuslaitosten velvoitetarkkailu v. 1983. Pohjois-Suomen vesitutki­mustoimisto. Moniste 7 s. Oulu.

Tiedje, J.M., Sexstone, A.J., Myrold, D.D. & Robinson, J.A. 1982. Denitrification: Ecological niches, competition

Leeuwenhoek J

Tikkanen, T. 1 6 s. Suomen Luonnon-suojelun Tuki Oy, Helsinki.

Trevors, J.T. 1985. The influence of oxygen concentrations on denitrification in soil. Appl. Microbiol. Biotechnol. 23: 152-155.

81

Twilley, R.R. & Kemp, W.M. 1987. Estimates of sediment denitri­fication and its influence on the fate of nitrogen in Chesapeake Bay. Chesapeake Bay Program/TRS 1. 42 s. U.S.EPA, Annapolis.

Tuovinen, J.-P., Kangas, L. & Nordlund, G. Model calculations of sulphur and nirogen deposition in Finland. Finnish Meteorological Institute. (painossa).

Valve, M. 1989. Typenpoiston tutkimusohjelma. Vesi- ja ympäris­töhallitus, teknillinen tutkimustoimisto. Helsinki. ( julkaisematon).

Vanderborght, J., Wollast, R. & Billen, G. 1977. Kinetic models of diagenesis in disturbed sediments. Part 2. Nitrogen diagenesis. Limnol. Oceanogr. 22. 794-803.

Vesi- ja ympäristöhallitus 1988a. Helsingin vesi- ja ympäris­töpiiri. Helsinki. Teollisuuden velvoitetarkkailun vuosiraportti 1988. Kopio.

Vesi- ja ympäristöhallitus 1988b. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 128. 1988. Kalankasvatus ja vesiensuoje­lu. 172 s.

Vuorio, H., Rinne, I. & Sundman, V. 1978. Nitrogen fixation of planktonia bluegreen algae in the Helsinki sea area determined acetylene reduction. Aqua Fennica 8: 47-57.

Ward, L. G. & Twilley, R.R. 1986. Seasonal distributions of suspended particulate materia! and dissolved nutrients in a coastal plain estuary. Estuaries 9: 156-168.

Wetzel, R.G. 1983. Limnology. 2nd edition. 767 s. Saunders College Publishing, Philadelphia.

WGS 12/5/3, 1989. Ongoing programme on nutrient reduction from municipal waste water in Federal Republic especially in Schleswig-Holstein. Twelfth Meeting of the Working Group on Cri teria and Standards for Discharges of Harmful Substances into the Bal tie Sea Area ( WGS) . Bal tie Marine Environment Protection Commission. R<Pnne, Denmark.

Whi tton, B.A., 1973. Freshwater plankton. Teoksessa: Carr, N.G. & Whitton, B.A. (toim.) The Biology of Blue-green Algae. Bot. Monogr., Blackwell, Oxford, vol. 9: 353-367.

Wulff, F., 1989. Sammanfattning av föredragning vid diskus­sionen av Aktionsplan II vid SNV den 24 oktober 1989. 8 s. (avskrift).

Wulff, F., mrtebjerg, G., Nicolaus, G., Niemi, A., Ciszewski, P., Schulz, S. & Kaiser, W. 1986. The changing pelagig ecosystem of the Baltic Sea. Ophelia, Suppl. 4: 299-319.

Wurtsbaugh, W.A. & Horne, A.J. 1983. Iran in eutrophic Clear Lake, California: Its importance for algal nitrogen fixation and growth. Can. J. Fish. Aquat. Soi. 40:

82

1419-1429.

Ympäristöministeriö 1988. Vesiensuojelun tavoiteohjelma vuoteen 1995. Sarja B, 12/1988. 41 s. Helsinki.

10-Point Action Programme, 1988. The Federal Minister for the Environment, Nature Conservation and Nuolear Safety. Bonn, Federal Republic of Germany.

83

LIITE 1

PROJEKTIN SEURANTARYHMÄ

Heikki Pitkänen, MML, VYL/vet, projektin vastuullinen johtaja

Marketta Virta, ylitarkastaja, Ympäristöministeriö

Lea Kauppi, toimistopäällikkö, VYL/vet

Juha-Markku Leppänen, FT, Merentutkimuslaitos

Markku Mäkelä, TKL, VY/knt

Maarit Niemi, MMT, VYL/vet

Ake Niemi, professori, Helsingin yliopisto/kasvitie­teen laitos

Heikki Penttinen, limnologi, VY/kat

Ilkka Rinne, MMK, Helsingin kaupunki

Seija Salonen, MMK, VY/knt

Timo Tamminen, MML, Suomen Akatemia

Paavo Tulkki, professori, Merentutkimuslaitos

Matti Valve, TKL, VYL/ttt

84

VESI- JA YMPÄRISTÖHALLINNON JULKAISUJA

1. Melanen, Matti (toim.) : Julkaiseminen vesi- ja ympäristöhallinnossa. Hel­sinki 1987.

2. Heikkilä, Raimo: Kyrönjoen deltan sedimenttitutkimus 1983 - 1985. Helsinki 1986.

3. Nyman, Kurt; Anttila, Marja-Eliisa; Lax, Hans-Göran & Sarvala, Jouko: Koskien pohjaeläimistä jokien laatuluokittelun perustana. Nyman, Kurt; Anttila, Marja-Eliisa & Lax, Hans-Göran: Pohjaeläinnäytteen­otto käsihaavilla virtaavasta vedestä. Helsinki 1986.

4. Vesistöhankkeiden vaikutusten arviointi. Helsinki 1986. 5. Talsi, Tuija: Porvoon edustan merialueen tila ja sen kehitys vuosina 1965

- 1984. Helsinki 1987. 6. Lax, Hans-Göran: Vattenkvalitet och longitudinell zonering hos makrozoo­

bentos i forsavsnitt i Malax å (västra Finland). Helsinki 1987. 7. Korhonen, Markku & Oikari, Aimo: Järvisimpukka (Anodonta piscinalis)

kloorifenolien ilmentäjänä Etelä-Saimaalla. Helsinki 1987. 8. Pitkänen, Heikki; Kangas, Pentti; Miettinen, Veijo & Ekholm, Petri: The

state of the Finnish coastal waters in 1979- 1983. Helsinki 1987. 9. Forsius, Martin: Suomen järvien alueellinen happamuustilanne. Helsinki

1987. 10. Laikari, Hannu: Aktiivilietepuhdistamon pystyselkeyttimen lietepatjan

simulointimalli. Helsinki 1987. 11. Palko, Jukka & Saari, Markus: Lapväärtin-Isojoen vesistöalueella sijait­

sevan Storsjön järvikuivien happamat sulfaattimaat. Palko, Jukka & Myllymaa, Urpo: Happamien sulfaattimaiden vesistövaikutuk­sista, esimerkkinä Limingan Tupoksen täydennyskuivatusalue. Palko, Jukka; Räsänen, Matti & Alasaarela, Erkki: Luodon-Öjanjärven valuma-alueen maaperän ja vesistön happamuuskartoitus. Helsinki 1987.

12. Eloranta, Pertti: Hapro-projektin perifytonleviä koskevat tutkimukset vv. 1984 - 1985. Huttunen, Pertti; Hovi, Arto & Hämäläinen, Heikki: Virtaavien vesien pohjaeläimet ja happamoituminen. Kortelainen, Pirkko: Orgaanisen aineen vaikutus pintavesien happamuuteen - kirjallisuusselvitys. Helsinki 1987. Nenonen, aleena . ) : Kemijärven tila kalatalous. Helsinki 1987.

14. Manninen, Pertti: Gonyostomum semen (Ehrenb.) Dies. Raphidophyceae kannan tiheys ja elinolosuhteet humuspitoisissa lammissa. Helsinki 1987.

15. Vesihuoltolaitokset 31.12.1986. Helsinki 1987. 16. Nybom, Carita: Vesikasvien poiston koetoiminta vuosina 1972 - 1986.

Helsinki 1988. 17. Lax, Hans-Göran & Vainio, Taru: Återhämtning hos makrozoobentos i

littoralen och på mjukbotten efter Eira olyckan. Lax, Hans-Göran & Vainio, Taru: Akvarietest av responsen på olja och dispergeringsmedel hos Lymnaea peregra (mollusca) . Lax, Hans-Göran & Vainio, Taru: Raakaöljyn vaikutus Lymnaea peregran käyttäytymiseen akvaariokokeen perusteella. Helsinki 1988.

18. Heikkinen, Kaisa & Alasaarela, Erkki: Happamoituneiden vesistöjen neutralointi - kirjallisuuskatsaus. Helsinki 1988.

19. Palko, Jukka: Happamien sulfaattimaiden kuivatus ja kalkitus Limingan koekentällä 1984 - 1987. Helsinki 1988.

2 . Vesistö laadullisen 21. Palko, Jukka; Merilä, Eero & Heino, Soini: Maankuivatuksen suunnittelu

happamilla sulfaattimailla. Helsinki 1988. 22. Pitkänen, Heikki; Puolanne, Juhani; Pietarila, Matti; Lääne, Ain; Loigu,

Enn; Kuslap, Peep & Raia, Tiiu: Pollution load on the Gulf of Finland in 1982 - 1984. Helsinki 1988.

23. Airila, Jukka: Bishopin vakavuuslaskentamenetelmän integraaliratkaisu ja minimivarmuuskertoimen määrääminen gradienttimenetelmällä. Helsinki 1988.

85

24. Lätti, Mervi: Vesiensuojelu ja kansanliikkeet. Helsinki 1988. 25. Hynninen, Pekka: Veden laadun kehityksestä Kiiminkijoessa vuosina 1971 -

1985. Helsinki 1988. 26. Ruoppa, Marja & Ojala, Tiina: Ahventutkimukset Outokumpu Oy:n Kokkolan

tehtaiden edustan merialueella vuosina 1984 ja 1985. Nakari, Tarja & Ruoppa, Marja: Tervakoski Oy:n jätevesien vaikutuksista seeprakalan mätiin ja kuoriutuneisiin poikasiin sekä kirjolohien elintoi­mintoihin. Rekolainen, Seppo & Kauppi, Lea: Arvio Maatalous 2000 -komitean esittä­mien toimenpiteiden vaikutuksista ympäristöön. Pitkänen, Heikki & Kettunen, Ilppo: Sorannoston vaikutukset rannikkove­sialueen tilaan: itäisen Suomenlahden, erityisesti Pyhtään edustan vedenlaatu ja siihen vaikuttavat tekijät. Helsinki 1988.

27. Heinonen, Pertti & Hongell, Harri: Oulun läänin Pyhäjärven rehevöitymi­nen kesällä 1985. Ranta, Eeva: Kuorasjärven ja Iso-Allasjärven vesikasvillisuus vuonna 1984. Helsinki 1988.

28. Vesihuoltolaitokset 31.12.1987. Helsinki 1988. 29. Reinikainen, Asta: Bioroottorit ja biosuodin asumisjäteveden käsittelys­

sä. Helsinki 1988. 30. Nyroos, Hannele: Veden laadun arviointi vesiensuojelun suunnittelussa.

Helsinki 1988. 31. Heitto, Lauri: Vesikasvit ja ilmaperäinen happamoituminen suomalaisissa

metsäjärvissä. Huttunen, Pertti & Hämäläinen, Heikki: Purojen minimi-pH:n ennustaminen pohjaeläinten avulla. Meriläinen, Jarmo & Hynynen, Juhani: Happamien ja happamoitumiselle herkkien metsäjärvien pohjaeläimistö. Turkia, Jaana: Sedimentin piilevät ja järvien happamoituminen. Helsinki 1989.

32. Mononen, Paula: Enso-Gutzeit Oy:n Pankakosken kartonkitehtaan erityis­haittavaikutukset Lieksanjoessa. Nakari, Tarja & Miettinen, Veijo: Enso-Gutzeit Oy:n Pankakosken karton­kitehtaan jätevesien vaikutuksista 2-kesäisten kirjolohien (Salmo Gairdneri R.) elintoimintoihin ja vesikirpun (Daphnia Magna L.) poikas­ten elinkykyyn. Helsinki 1989.

33. Lehtonen, Kari: Öljyn ja dispersantin vaikutuksista Merenkurkun sinisim­pukoihin. Helsinki 1989.

3 4. Lakso; Esko; Lindroos, Si.r;pa & Weppling, Kjell: Neutralointiohjeet happamien sulfaattimaiden valumavesille. Helsinki 1989.

35. Kännö, Sakari & Salonen, Erno: Kalastus, kalakannat ja istutusten vaikutukset Kemijoen rakentamattamassa latvaosassa Savukoskella vuosina 1979 - 1985. Kännö, Sakari & Anttinen, Pertti: Kemijoen vesistön suurimpien jokien kalataloudellinen tila 1980-luvun alkupuolella. Helsinki 1989.

36. Marja-aho, Jari & Koskinen, Kirsti: Turvetuotannon vesistövaikutukset. Helsinki 1989.

37. Siirala, Maisa (toim.): Tammisaaren saaristoprojekti. Helsinki 1989. 38. Mäkinen, Päivi: Happamoituminen ja hapan pohjavesi haja-asutusalueiden

vesihuollon ongelmana. Helsinki 1989. 39. Vesilaitosten veden laatu vuonna 1987. Helsinki 1989. 40. Tolonen, Eira & Myllymaa, Urpo: Kiiminkijoen vesistöalueen järvien tila

ja käyttökelpoisuusluokitus. Helsinki 1989. 41. Siuntionjokineuvottelukunta: Siuntionjoen vesistön käytön ja suojelun

yleissuunnitelma. Helsinki 1989. 42. Vilhunen, Oili: Hankoa ympäröivän merialueen tila vuosina 1976 - 1986.

Helsinki 1989. 43. Vantaanjoen vesistön vesiensuojelun toimenpideohjelma. Helsinki 1990. 44. Jeltsch, Ulrich: Saastuneiden maa-alueiden kunnostus. Helsinki 1990. 45. Avohakkuun ja metsäojituksen vaikutukset purovesien laatuun Nurmes­

tutkimuksessa.

86

46. Heikkilä, Raimo: Vaasan läänin uhanalaiset suokasvit. Helsinki 1990. 47. Korkka-Niemi, Kirsti: Tutkimus kaivovesien happamoitumisesta Suomessa.

Helsinki 1990. 48. Kauppi, Lea; Sandman, Olavi; Knuuttila,Seppo; Eskanen, Kristiina; Liehu,

Anita; Luokkanen, Sinikka & Niemi, Maarit: Maankäytön merkitys vesien käy­tölle haitallisten sinileväkukintojen esiintymisessä. Helsinki 1990.

49. Heikkinen, Kaisa & Visuri, Anna: Orgaanisten aineiden merkityksestä ja pidättymisestä virtaavan veden ekosysteemissä. Heikkinen, Kaisa & Visuri, Anna: Turvetuotannon typpikuormituksen vaiku­tuksista virtaavissa vesissä. Helsinki 1990.

50. Pitkänen, Heikki; Kangas, Pentti; Sarkkula, Juha; Lepistö, Liisa; Häll­fors, Guy & Kauppila, Pirkko: Veden laatu ja rehevyys Itäisellä Suomen­lahdella. Raportti vuosien 1987 - 88 tutkimuksista. Helsinki 1990.

51. Hirvi, Juha-Pekka (toim.): Suomenlahden öljyvahinko 1987. Helsinki 1990. 52. Levinen, Riitta: Puhdistamolietteen viljelykäytön edellytykset. Helsin-

ki 1990. 53. Niemi, Reino A: Makrofyytit vesien tilan seurannassa. Helsinki 1990. 54. Lammassaari, Veikko: Uitto ja sen vesistövaikutukset. Helsinki 1990. 55. Kainuun vesi- ja ympäristöpiirin toiminnan suuntaviivat 1990-luvun

alkupuoliskolla. Helsinki 1990. 56. Perälä, Jaakko & Reuna, Marja: Lumen vesiarvojen alueellinen vaihtelu

Suomessa. Helsinki 1990. 57. Haja-asutuksen vedenhankinnan kehittäminen. Helsinki 1990.

— -4

“r 2t

jO0.:

*- Lfr-t’ - - 4

ISBN 951-47-3723-7ISSN 0786-9592